3 Kleine Seen in Baden-Württemberg
3.3 Steißlinger See
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.
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 Maxi-maltemperatur von 22,8°C, die im Juni und August er-reicht wurde. Bei einer nur unwesentlich geringeren Ober-flächentemperatur erreichte die sommerliche Tiefenerwärmung im Monat Juli einen Maximalwert von 7,9°C. Im Dezember war der See mit Temperaturen zwi-schen 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 O2/l) gegenüber der Oberflä-che (9,2–10,4 mg O2/l) erhöhte Sauerstoffkonzentrationen vor. Diese Beobachtung metalimnischer Produktionsmaxi-ma, die durch starke Photosynthese-Aktivität in stabil ge-schichteten Seen zustande kommen, gab es bereits in frü-heren 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 Abwe-senheit von Sauerstoff über Grund im Juni, dehnte sich diese ab Oktober auf die untersten beiden Volumenschich-Der Steißlinger See ist aufgrund seiner Tiefe prinzipiell
di-miktisch, 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-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
O2 mg/l 6,7 6,8
pH-Wert 7,8 7,9
Leitf. µS/cm 563 590
SBV mmol/l 4,8 5,3
Härte 1/2 mmol/l 6 6,4
PO4-P µg/l 0,8 1,8
gelöst P µg/l 3,2 5,9
gesamt P µg/l 29 19
NO3-N µg/l 561 745
NH4-N µg/l 875 776
an.-N µg/l 1472 1642
SiO2-Si µg/l 2888 4450
Fe µg/l 43 9,5
Mn µg/l 11
Cl mg/l 29 33
SO4 mg/l 40 43
Ca gel. mg/l 84
Mg gel. mg/l 24
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
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 Bestimmungs-grenze verwendet, wenn einzelne Messwerte unter der Bestim-mungsgrenze liegen.
Tab. 3-4: Vergleich wichtiger chemischer und physikalischer Para-meter im Steißlinger See 1987 und 2014.
Steißlinger See
Extrema 1 m über Grund*3 (Monat)
O2 Min mg/l 0 (6–11) 0 (6;8–12)
ges-P Max µg/l 199 (7) 105 (12)
NH4-N Max µg/l 2715 (10) 2905 (12)
Fe Max µg/l 1327 (5) 109 (11)
Mn Max µg/l 71 (8)
*3 1987: Extrema bei 16 m Wassertiefe
LAWA Trophieindex
LAWA Trophieindex mesotroph 2 (2,19) mesotroph 2 (2,1)
Referenztrophie oligotroph (Einzugsgebiet) / mesotroph (Beckenform) Tab. 3-5: Vergleich wichtiger chemischer und physikalischer Para-meter im Steißlinger See 1987 und 2014.
Abb. 3-38: Isoplethen wichtiger chemischer Parameter im Steißlinger See 2014.
Rücklösung aus dem Sediment und der bestehenden Sau-erstoffreiheit in den bodennahen Tiefenschichten fast aus-schließlich 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 ver-mutlich, wie bei vielen anderen Seen, zum Teil auf die win-terliche 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-Württ-emberg, wo sie zum größten Teil im einstelligen Bereich liegen. Der Steißlinger See wird durch verschieden Quel-len im westlichen Teil durch Grundwasser gespeist, was sich auf die Ionenzusammensetzung des Wassers im See auswirkt. Daher lässt sich die leichte Zunahme in den Jah-resmittelwerten vermutlich außerdem auf die natürliche Variabilität des Ionengehalts im Grundwasser zurückfüh-ren.
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 ha-ben im Vergleich zu 1987 leicht zugenommen. Auch dies lässt sich durch die natürliche Variabilität der Ionenzusam-mensetzung des Grundwassers erklären.
Die Freisetzung toxischer Metalle wie Arsen, Aluminium, Zink und Kupfer, die sich im sauren Milieu deutlich er-höht, 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 Erdalka-limetallen zum Teil entsprechend des geologischen Hinter-grunds 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 Grund-wassers zurückführen. Im Vergleich liegen die gemessenen Uran-Konzentrationen im Bergsee unter der Bestim-mungsgrenze.
ten aus. Trotz relativ ausgeglichener Temperaturen im De-zember 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 Einträ-ge durch den Zufluss begründen lässt. Es handelt sich da-bei um Schwankungen im üblichen Bereich für natürliche Seen, die sich durch witterungsbedingt variablen Nitratein-trag begründen lassen. 2014 stieg Nitrat in den oberen 5 m Wassertiefe im Zeitraum von Mai bis Oktober mit Konzen-trationen > 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 Konzentratio-nen aufwiesen, ist diese Zunahme vermutlich auf bakteriel-le Nitrifikation zurückzuführen. Dies spiegelt sich auch in den Ammoniumkonzentrationen wieder, die im Zeitraum von Mai bis Oktober, gegenläufig zum Nitrat, einer ober-flächlichen Zehrung unterlagen und von 940 µg/l im Febru-ar auf 180 µg/l im August absanken (Abb. 3-38). Im Ver-gleich 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 Jahresmittel-wert von 748 µg/l immer vorhanden, wobei auch hier im selben Zeitraum eine deutliche Abnahme in größeren Tie-fenbereichen auftrat. Ein Minimum von 62 µg/l wurde ent-sprechend der erstmaligen vollständigen Sauerstoffabwe-senheit über Grund im Juni erreicht.
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 Antei-len an gelöst P (> 50 %), wurde von Oktober bis Dezember erreicht, entsprechend dem Abbau von Biomasse und der größten Sauerstofffreiheit in den bodennahen Tiefen-schichten. Dies zeigt sich auch in der zeitlichen Überein-stimmung mit den höchsten bodennah erreichten Ammo-niumkonzentrationen (max. 2900 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
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) lie-gen 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 Zeaxan-thin-Anteil, also des Blaualgen-Pigments. In Abbildung 3-40 (S. 66) sind die Cyanobakterien nach Spezies in Zell-zahl/ml sowie das Picoplankton in Zellen/ ml auf der einen y-Achse der Zea – bzw. Canthaxanthin-Konzentration (in µg/l) gegenübergestellt.
Die Bewertung nach LAWA (2013) mit Gesamt-P, Chloro-phyll a und Sichttiefe ergibt für den Steißlinger See wie bereits 1987 einen mesotrophen (m2) Gesamtzustand. Da-bei hat sich der Trophieindex leicht verbessert (Tab. 3-5).
Der Referenzzustand ist oligotroph bezüglich der zu erwar-tenden Nährstoffeinträge aus dem Einzugsgebiet und me-sotroph bezüglich der Beckenform. Der Steißlinger See befindet sich damit 2014 insgesamt im guten Zustand.
3.3.2 Biologische Untersuchung Phytoplankton und Pigmente
Das Phytoplankton des Steißlinger Sees wurde zuletzt im Rahmen einer Diplomarbeit 1996 untersucht [leitenBeR
-geR 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 2014. Besonders auffällig ist der Rückgang der Chlorophy-ceen, die 1996 noch stark vertreten waren, 2014 hingegen keine Rolle mehr spielten. Auch fand in 2014 keine Kiesel-alge-Blüte statt wie 1996, was auch an der schlechten som-merlichen Witterung gelegen haben kann.
Crysophyceen-Abb. 3-39: Biologische Parameter des Steißlinger Sees, sowie des Zufluss und Abfluss im Jahresverlauf 2014. A) Biomasse Phytoplank-ton Biomasse 1996, B) Biomasse PhytoplankPhytoplank-ton Biomasse 2014 C) Leitpigmente 2014.
Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5
C) Steißlinger See - Leitpigmente 2014
B) Steißlinger See - Phytoplankton Biomasse und Picoplankton 2014
Phytoplankton (0-20m) [mg/l]
Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0
Phytoplankton (0-18m) [mg/l]
0 1 2 3 4 5 6
Picoplankton [x 105 Zellen/ml]
A) Steißlinger See - Phytoplankton Biomasse 1996
Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez
0 1 2 3 4 5
Leitpigmente [µg/l]
02 46 810 1214 1618
Chl a [µg/l]
Euglenophyceae Chrysophyceae Dinophyceae Cryptophyceae Cyanobacteria Bacillariophyceae
Chlorophyten
Euglenophyceae Chrysophyceae Dinophyceae Cyanobacteria Cryptophyceae Bacillariophyceae
Chlorophyten
Canthaxanthin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Peridinin Chlorophyll a
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 Sichttie-fe 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 au-ßergewöhnlich 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 Phyto-plankton mit dem relativ hohen Cyanobakterienanteil so-wie Chlorophyll a auf einen mesotrophen Zustand hin.
Im April sowie im November ist der hohe Zeaxanthin-An-teil 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 da-rauf zurückzuführen, dass die Pigmentkonzentrationen in Abhängigkeit vom physiologischen Status variieren. Can-thaxanthin als Blaualgenpigment spielt nur eine unterge-ordnete Rolle.
Neben den Integralproben von 0–8 m wurden die Leitpig-mente 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. ab-hängig ist von Licht- und Nährstoffverfügbarkeit. Die Do-minanz des Zeaxanthins als Marker für die Cyanobakterien ist auch in der Tiefenstufendarstellung ersichtlich. Zu Be-ginn der Probenahmen wurden die Cyanobakterien in den oberen 10 m Wassersäule gefunden, bereits Canthaxan-thinab 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-Abb. 3-40: Cyanobakterien nach Spezies in Zellzahl/ ml, Picoplankton (graue y-Achse) in 105 Zellen/ ml sowie die Pigmentkonzentration von Zea- bzw. Canthaxanthin in µg/l (blaue y-Achse, rechts) im Jahresverlauf für den Steißlinger See.
Abb. 3-41: Steißlinger See – Tiefenstufenverteilung der Leitpigmente im Jahresverlauf 2014.
Abb. 3-42: Steißlinger See – Leitpigmente im Jahresverlauf 2014 im Zufluss (A) und Abfluss (B). Im Mai keine Analyse.
Zooplankton
Das Zooplankton wurde mit einem 55 µm Schließnetz (Netzbeutel 1 m Länge) in Stufenfängen (0–5 m, 5–10 m, 10–18 m) beprobt.
Im Steißlinger See lässt sich ein klassisch gegenläufiger Ver-lauf von Cladoceren und Rotatorien beobachten (Abb.
3-43). Beide Gruppen konkurrieren um die gleiche Nah-rung, wobei die Cladoceren die effektiveren Filtrierer sind und daher die Rotatorien bei der Zunahme der Konkur-renz 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 Lar-ven 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
und ernähren sich dort räuberisch (vor allem von Daph-nien aber auch von Fischlarven). Da sie sich tagsüber vor allem sedimentnah aufhalten, konnten sie sicherlich nicht quantitativ mit dem Planktonnetz erfasst werden.
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 beobach-tet (Abb. 3-43). Vor allem die kleinen centrischen Diato-meen 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 Erho-lung der Crysophyceen zurückzuführen ist.
Eine grobe Abschätzung fressbarer Anteile des
Phytoplank-Abb. 3-43: Verteilung des Zooplanktons im Jahresverlauf 2014.
Abb. 3-44: Fressbarkeit der Phytoplanktonalgen im Jahresverlauf sowie Verteilung der Cladoceren und Rotatorien im Jahresverlauf.
tons (gut fressbar: Zellen kleiner 30 µm, Einzelzellen;
schlecht fressbar: große Einzelzellen, Kolonien, fädige Al-gen, nadelförmige lange Zellen) zeigt Abbildung 3-44. Die Cladoceren filtrieren die gut fressbaren Zellen sehr effek-tiv, daher kommt es zu einer kontinuierlichen Abnahme der gut fressbaren Fraktion bis Mitte September. Im Okto-ber bricht die Cladocerenpopulation wegen Futtemangel zusammen. Dadurch können sich die fressbaren Algen wie-der 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 Probenahmestrate-gien zu Grunde. Während 1996 im 2 m-Abstand mit einem 100 µm Schließnetz beprobt wurde, erfolgte die Bepro-bung 2014 mit einem 55 µm Schließnetz in drei Tiefenstu-fen (0–5 m, 5–10 m, 10–18 m). Dennoch erklären die me-thodischen 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 Steißlin-ger See deutlich Steißlin-gerinSteißlin-gere Zooplankton-Abundanzen auf (vgl. Tab. 3-6, S. 70). Zum einen könnte ein erhöhter Fisch-fraßdruck eine Rolle spielen, zum anderen könnten aber auch die beobachteten Chaoborus-Larven einen erheb-lichen Fraßdruck auf das Crustaceenplankton ausüben. Al-lerdings hat sich die mittlere Chaoborus-Dichte im Ver-gleich 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 Diplomar-beit Klank), 1996 (DiplomarDiplomar-beit Klank; die Daten wurden aus Grafiken ausgemessen) und 2014 (ISF). Oben Cladoceren, unten Copepo-den.
vollständig erfasst wurden, da nur bis 18 m Wassertiefe be-probt wurde. Zu den Fischen liegen leider keine aktuellen Daten vor. Gemäß der Internetseite des Angelsportvereins Singen-Bohlingen (http://asv-singen-bohlingen.de/
Steißlinger-see.html) besitzt der Steissligner See mit Hecht, Zander und Wels einen guten Raubfischbestand und ist auch für den Karpfenangler geeignet.
Bei der Artenzusammensetzung sind ebenfalls
Verände-rungen 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. 2014 konnte Bosmina lediglich im Mai und dann erst wieder ab Oktober nachgewiesen werden. Die maximale Abundanz 2014 lag bei 1 Ind./l.
Anteilmäßig nimmt die Gattung Daphnia in der ersten Jah-reshälfte zu, während die Gattung Ceriodaphnia, die in allen Untersuchungsjahren erst ab Jahresmitte auftritt, bei der Artenzusammensetzung 2014 nur noch eine untergeord-nete 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 ver-schwindend 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 (Untersu-chungen Einsle), 1996 (Diplomarbeit Klank) und 2014 (ISF).
Tab. 3-6: Durchschnittliche Abundanz/l der Crustaceen im Steiß-linger See in den Jahren 1980, 1996 und 2014 sowie im Vergleich mit Illmensee und Mindelsee.
Steißlinger See Illmensee Mindelsee
Jahr 1980 1996 2014 2012 2011
Cladoceren 54 16 5 10 40
Copepoden 18 17 5 15 32
Abundanzen mit 1996 nur eingeschränkt möglich, da 1996 die cyclopoiden Copepodide nicht nach Art getrennt ge-zählt 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 zuge-nommen. Während die Art 1980 und 1996 vor allem in der ersten Jahreshälfte vertreten war, dominierte sie 2014 vor allem in der zweiten Jahreshälfte. 1980 und 1996 lag das Maximum bei 21 Ind./l, 2014 wurden maximal 4 Ind./l ge-funden. Eudiaptomus gracilis ernährt sich wie die Cladoceren herbivor. Nach Maier (1996) bevorzugt diese Art meso-oligotrophe Seen.
Das Rotatorien-Plankton war sehr artenreich, die Abun-danzen aber im Vergleich zu anderen Seen eher gering. Wa-ren 1996 noch die Gattungen Pompholyx, Keratella und Poly-arthra die Hauptvertreter, so dominierten 2014 die Art Kellikottia longispina und die Gattungen Filinia, Polyarthra und Gastropus die Rotatoriengemeinschaft. Die Art Kellikottia lon-gispina 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 Zeit-punkt ihres verstärkten Auftretens waren im Phytoplank-ton kleine Chrysophyceen gut vertreten (vgl. Abb. 3-39).
Insgesamt deutet die Zooplanktonbiomasse auf schwach mesotrophe Verhältnisse hin.
3.3.3 Seenphysikalische Untersuchung
Im Steisslinger See wurden an den normalen Probenahme-terminen biologische und chemische Untersuchungen durch Aufnahmen von Vertikalprofilen mit einer seenphy-sikalischer Multiparametersonde (CTD-Sonde) ergänzt. Im Weiteren sollen diese Messungen und daraus abgeleitet kurz einige Eigenschaften des Gewässers diskutiert wer-den.
Der Steisslinger See ist durch einen stark das Geschehen in den tieferen Wasserschichten bestimmenden, hohe Leitfä-higkeitswerte aufweisenden Grundwasserzufluss geprägt, der wesentlich die seenphysikalischen Eigenschaften des
Gewässers – speziell aber die vertikale Stratifizierung des Sees – bestimmt.
Während des gesamten Jahres 2014 wurden dabei in der Tiefe des Sees deutlich erhöhte Leitfähigkeitswerte regis-triert, die Maximalwerte von etwa 740 … 760 µS/cm aufwie-sen und sich damit deutlich von den oberflächlichen Wer-ten von etwa 600 … 700 µS/cm unterschieden. Der mittlere Unterschied zwischen der Leitfähigkeit an der Oberfläche des Gewässers und der Maximalwassertiefe bewegte sich dabei im Bereich von etwa 60 … 200 µS/cm (10.02.2014 und 10.11.2014). Je nach Jahresszeit und meteorologischer Situ-ation kann der Übergangsbereich von der Oberflächen-schicht 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 Sau-erstoffgehaltes, der im Bereich des Hypolimnions mit wachsender Wassertiefe stark zurückgeht, wobei in Boden-nähe anoxische Verhältnisse herrschen.
Fazit
Der Steisslinger See weist bedingt durch Grundwasserzu-tritte 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.
3.3.4 Sedimentkerne und Sidescan-Untersuchungen Sedimentkerne
Die Sedimente des Steißlinger Sees sind in der Vergangen-heit 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 Sediment-kerne, die einen detaillierten Einblick in die Umweltge-schichte des Sees bis in das Spätglazial ermöglichen.
Im Untersuchungsprogramm des ISF sind vier Sediment-kerne an zwei Stellen in 21,5 und 11 m Wassertiefe entnom-men worden. Sie entsprechen weitgehend der zuvor gefun-denen Stratigraphie. Die Sedimente haben ein relativ
weites Farbspektrum von hellbraun, grau bis zu dunkel-grauen 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 eini-germaßen vergleichbar. Die Kerne von der tiefsten Stelle sind abschnittweise fein laminiert. Die früheren Untersu-chungen der Universität Göttingen haben gezeigt, dass sich eine Jahresschichtung über weite Teile des Holozäns bis ins das Spätglazial rekonstruieren lässt und das das Vor-handsein bzw. Fehlen der Lamination als Anzeichen für die gute Durchmischung des Sees zu werten sei.
Insgesamt wurde festgestellt, dass eine anthropogene Be-einflussung 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 Be-ginn der industriellen Revolution ist eine Belastung mit Schwermetallen nachweisbar, seit 200 Jahren wird der See vorrangig als Badesee genutzt (Wolf 1994). Aus Datie-rungen mit 210Pb wurde eine Sedimentationsrate von etwa
Abb. 3-48: Die Analysen aus dem Kern an der tiefsten Stelle zeigen die hohen Karbonatgehalte und einen deutlichen Wechsel zu Karbo-nat-armen, dafür mit Schwermetallen (z.B. Chrom) angereicherten Sedimenten.
Abb. 3-47: Sedimentkerne aus dem Steisslinger See zeigen ein weites Farbspektrum. Der Kern von der tiefsten Stelle (oben) hat in wei-ten Teilen laminierte Sedimente. In geringeren Wassertiefen sind die Sedimente nicht geschichtet.
zentrationen sind und mit erhöhten Phosphor und Man-gankonzentrationen einhergehen. Die höheren Konzentra-tionen von Blei, Kupfer und den redoxsensitiven Elementen dürften auf die niedrigeren Akkumulationsra-ten unterhalb von 40 cm zurückzuführen sein. Das über-proportional erhöhte Chrom wurde in der Studie von Wolf (1994) nicht untersucht; möglicherweise zeigt es eine Bela-stung, die speziell für einzelne Produktionsverfahren bei der Hanfröstung typisch ist. Die sehr dunkle Farbe und die erhöhten Phosphorkonzentrationen dürften mit einer Eu-trophierung des Gewässers durch Abwässer zusammen-hängen.
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 Be-richte 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. 3-50 & 3-51, S. 74). Vor der Badean-stalt im nördlichen Teil des Sees gibt es zudem ein ganzes Feld mit kleinen rundlichen Erhebungen, sowie einzelne Gebiete mit einer erhöhten Reflektivität (die hellen Struk-turen auf dem Bild). Gasaustritte wie im Bodensee wurden nicht beobachtet, es gab auch keinen Hinweis auf den Aus-tritt 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 gefun-den, an der einige Echos von Fischen detektiert wurden (Abb. 3-52, S. 74). Möglicherweise handelt es sich um ein Fischreiser.
In einem zweiten Untersuchungsschritt wurde versucht, einige der auffällige Strukturen mit dem Horizonalsonar näher zu untersuchen. Es gab hierdurch keine nennens-werten weiteren Informationen.
0,14 cm/Jahr abgeschätzt. Der unten gezeigte 60 cm lange Kern würde, bei Annahme einer (sicher nicht zutref-fenden) gleichbleibenden Sedimentationsrate, einen Zeit-raum 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 re-präsentiert. Damit würde sich die Umweltgeschichte seit dem Mittelalter rekonstruieren lassen.
Die Schwermetallkonzentrationen bestätigen im Wesent-lichen die frühere Interpretation mit einem erhöhten Ein-trag von Blei und Kupfer seit der Industrialisierung und einem Maximum in der Mitte des 20. Jahrhunderts (ca. 10 cm Sedimenttiefe), der vermutlich atmosphärische Einträ-ge zurückzuführen ist (Abb. 3-48). Zur Kernoberfläche nehmen die Konzentrationen vor allem von Blei deutlich ab, die Kupferkonzentrationen sind, trotz ansonsten ver-gleichbarer Sedimente, noch deutlich höher wie vor der Industrialisierung.
Bemerkenswert sind die erhöhten Chromgehalte unter-halb von 40 cm Sedimenttiefe, die erheblich ausgeprägter als die nur geringfügig ansteigenden Blei- oder
Kupferkon-Abb. 3-49: Der Steißlinger See als hydroakustisches Bild mit Lage der „Contacts“ (Abb. 3-50, 3-51, 3-52).