• Keine Ergebnisse gefunden

ISF Arbeitsbericht 2014

N/A
N/A
Protected

Academic year: 2021

Aktie "ISF Arbeitsbericht 2014"

Copied!
116
0
0

Wird geladen.... (Jetzt Volltext ansehen)

Volltext

(1)

Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg

(2)
(3)

Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg

(4)

Berichte und Anlagen dürfen nur unverändert weitergegeben werden. Eine auszugsweise Veröffentlichung ist ohne schriftliche Genehmigung der LUBW nicht gestattet.

D-138-00063 HERAUSGEBER BEARBEITUNG STAND BERICHTSUMFANG TITELBILD BILDNACHWEIS

LUBW Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg 76231 Karlsruhe, Postfach 100163, www.lubw.baden-wuerttemberg.de

LUBW Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz Baden-Württemberg Postfach 100163, 76231 Karlsruhe, www.lubw.baden-wuerttemberg.de

Institut für Seenforschung, Langenargen, isf@lubw.bwl.de Juni 2016

115 Seiten

Interreg-Projekt Tiefenschärfe (LUBW)

Diagramme und Abbildungen, sofern nicht anders angegeben, Rechte LUBW

(5)

1 BODENSEE 7 1.1 Jährlicher IGKB-Zustandsbericht 7 1.1.1 Physikalische Entwicklung 7 1.1.2 Chemische Entwicklung 8 1.1.3 Biologische Entwicklung 10 1.2 Mikroverunreinigungen im Bodensee 22 1.2.1 Pestizide 22 1.2.2 Komplexbildner 23 1.3 Entwicklung Fischbestände 23 1.3.1 Felchenlaich-Monitoring 23 1.3.2 Fischbestandserfassung 25

1.4 Schwebstoffeintrag im östlichen Bodensee-Obersee 27

1.4.1 Temperaturmessungen an den Verankerungen 27

1.5 Daten der Flachwassermessstation Langenargen 27

1.5.1 Meteorologische Größen 28

2 BODENSEE-ZUFLÜSSE 32

2.1 Mikroverunreinigungen in (baden-württembergischen) Bodenseezuflüssen 32

2.1.1 Pestizide 32

2.1.2 Carbamazepin 34

2.1.3 Komplexbildner 34

3 KLEINE SEEN IN BADEN-WÜRTTEMBERG 35

3.1 Rohrsee 35

3.1.1 Chemische Untersuchung 38

3.1.2 Biologische Untersuchung 43

3.1.3 Seenphysikalische Untersuchung und Sedimentkerne 48

3.1.4. Untersuchung der Sedimentkerne 50

3.2 Bergsee 51

3.2.1 Chemische Untersuchung 53

3.2.2 Biologische Untersuchung 56

3.2.3 Sedimentkerne und Sidescan-Untersuchungen im Bergsee 59

3.3.1 Chemische Untersuchung 61

3.3.2 Biologische Untersuchung 65

3.3.3 Seenphysikalische Untersuchung 71

3.3.4 Sedimentkerne und Sidescan-Untersuchungen 71

3.4 Illmensee 74

3.4.1 Meteorologische und seenphysikalische Parameter 74

3.5 Titisee 77

3.6 Prioritäre Stoffe nach WRRL und Pestizide 80

3.6.1 Prioritäre Stoffe nach WRRL 80

3.6.2 Pestizide 80

(6)

4 METHODEN UND KONZEPTE 82

4.1 Entwicklungen im Informationssystem BodenseeOnline 82

4.2 Modellstudien zur Hydrologie des Ausstroms des Bodensees 82

4.3 Mobile Windmessung auf Schiffen 84

5 MITARBEIT IN GREMIEN 85

5.1 LAWA 85

5.2 Untersuchungen der Klimaeinflüsse auf die Gewässerökologie von Seen im Rahmen von KLIWA 85

6 PROJEKTE MIT ANDEREN EINRICHTUNGEN 86

6.1 SchussenAktivplus 86

6.2 Klimawandel am Bodensee: Das Interreg-IV-Projekt KlimBo 89

6.3 Interreg-Projekt Tiefenschärfe 94

7 VERÖFFENTLICHUNGEN 97

8 LITERATUR 98

9 ANHANG 100

(7)

1 Bodensee

1.1 Jährlicher IGKB-Zustandsbericht

1.1.1 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 so-wie bis Mitte März die Wasserstände fast exakt den langjäh-rigen 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 Unter-schreitung der Mittelwerte Anfang Oktober ausschließlich gegenüber den Mittelwerten erhöhte Wasserstände gemes-sen.

Die Abflüsse des Alpenrheins im Jahr 2014 zeigten – ebenso wie im Jahr 2013 – ein ausgesprochen ausgegli-chenes Verhalten, das keine markanten Extremwertabflüs-se aufwies. Der höchste Tagesmittelwert wurde am 14. August 2014 mit 683 m3/s gemessen, wohingegen der höchste Maximalabfluss bereits am 13. August mit 1236 m3/s bei einem Tagesmittelwert von 631 m3/s registriert wurde. Der nächsthöhere Maximalabfluss wurde am 29. Juni mit 1017 m3/s bei einem Tagesmittelwertabfluss von 427 m3/s registriert.

Meteorologisch ist das Jahr 2014 nach Angaben des Deut-schen Wetterdienstes (DWD) vor allem dadurch gekenn-zeichnet, dass es sowohl deutschlandweit als auch weltweit das wärmste Jahr seit Beginn der flächendeckenden mete-orologischen Wetteraufzeichnungen im Jahr 1881 war. Die im Jahr 2014 deutschlandweit ermittelte Jahresmitteltem-peratur von 10,3°C ist um +2,1°C gegenüber der mittleren Temperatur der internationalen Klimareferenzperiode von 1961–1990 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 Ausnah-men 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 Monatsmitteltempera-turen als im langjährigen Mittel gemessen, wohingegen alle anderen Monate gegenüber dem Mittelwert der Klimarefe-renzperiode erhöhte Monatsmitteltemperaturen aufwie-sen. Die größte positive Abweichung für die Wetterstation Konstanz wurde für den Oktober mit einer Monatsmittel-temperatur 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 ge-genüber dem langjährigen Mittel der Klimareferenzperio-de mit 1607,1 SonnenstunKlimareferenzperio-den erhöht.

Die Wassertemperaturen an der Seeoberfläche waren An-fang des Jahres 2014 in Übereinstimmung mit dem meteo-rologisch sehr milden Winter 2013/2014 im Obersee an der Station Fischbach-Uttwil mit Werten von 5,7°C am 13.1.2014 und 5,2°C am 3.02.2014 vergleichsweise hoch. In 250 m Wassertiefe wurde eine Wassertemperatur von 4,3°C registriert und die 5°C-Isotherme lag in einer Tiefe von et-wa 100 m. Bis Anfang März veränderte sich diese Tempera-tur- und Schichtungssituation nicht wesentlich und die neue Erwärmungsphase und Ausbildung einer Tempera-turschichtung begann, ohne dass eine Durchmischung des Sees stattgefunden hätte. Vielmehr blieben die Temperatu-runterschiede zwischen den an der Oberfläche gemessenen Wassertemperaturen und den Temperaturen im Hypolim-nion im gesamten Winter 2013/2014 bis zum Frühlingsbe-ginn 2014 deutlich ausgeprägt.

Aufgrund des warmen Frühjahrs kam es dann im weiteren Verlauf zu einer raschen und deutlichen Erwärmung des Epilimnions. Bereits am 7.04.2015 wurden an der Oberflä-che 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 3.06.2013 eine

(8)

Oberflächentemperatur von 9,6°C gemessen wurde. Die sommerliche Schichtungssituation konsolidierte sich in den Monaten Juli und August, die beide für Baden-Württ-emberg im Vergleich zu den langjährigen Mittelwerten leicht niedrigere Gebietsmittelwerte für die Lufttempera-tur aufwiesen. Am 7.7.2014 wurde an der Oberfläche eine Temperatur von 20,1°C und am 4.08.2015 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 Wassertie-fe eine Temperatur von 4,4°C gemessen wurde.

Die sommerliche Stagnationsphase wurde von der im Sep-tember beginnenden Abkühlungsphase beendet, wobei diese aufgrund der vergleichsweise sehr warmen Witterung im Herbst moderat ausfiel. So wurden Anfang September am 8.09.2014 an der Oberfläche 19,9°C und Anfang Okto-ber am 6.10.2014 immer noch 17,0°C gemessen. Im Weite-ren kühlte der See unter meteorologisch milden herbst-lichen Bedingungen weiter aus. Im Dezember 2014 wurde am 1.12.2014 in einen Tiefenbereich von 0 – 30 m eine kon-stante 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 die-sem Termin 4,4°C.

Bodensee-Untersee

Die Temperaturverteilung im Untersee stellt sich auf-grund der vorhandenen Gewässermorphometrie für die einzelnen Seeteile Rheinsee, Zellersee und Gnadensee, die sehr unterschiedliche maximale und mittlere Wassertiefen haben, differenziert dar. Die Temperatur- und Schichtungs-verhältnisse waren auch in diesen drei Seeteilen durch den meteorologisch sehr milden Winter 2013/2014 geprägt. Da-bei wurden im Rheinsee bedingt durch die im Vergleich zum Obersee geringeren Wassertiefen nahezu homother-me Verhältnisse registriert. Bereits am 4.12.2013 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 3.12.2013 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 Bedin-gungen erfolgte im Januar und Februar 2014 auch in diesen

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 Tempe-raturniveau führte. Im weiteren Jahresverlauf folgte die Temperaturentwicklung im Untersee oberflächennah der im Obersee, wobei teilweise in den Seeteilen des Unter-sees höhere maximale Temperaturwerte ermittelt wurden. Am 7.7.2014 wurden im Rahmen des IGKB-Messpro-gramms mit 22,7°C im Gnadensee und 21,3°C im Zellersee, sowie am 1.07.2014 mit 20,7°C im Rheinsee die höchsten Wassertemperaturen für den Untersee gemessen.

Die Temperaturen an den tiefsten Stellen der drei Teilbe-cken folgten einem ausgeprägten Jahresgang, der im Rhein-see in einer Wassertiefe von 45 m die kleinste Amplitude mit einer minimalen Temperatur Tmin=4,7°C (am 3.02.2014) und einer maximalen Temperatur von Tmax=9,8°C (am 8.09.2014) aufwies. In den beiden anderen Seeteilen wur-den aufgrund der flacheren Morphometrie der Teilbecken am 3.11.2014 mit Tmax=10,7°C für den Gnadensee (Tmin=4,0°C in 19 m Wassertiefe am 4.02.2014) und für den Zellersee mit Tmax=12,2°C (Tmin=4,8°C in 22 m Wassertie-fe am 4.02.2014) höhere Maximaltemperaturen an den tiefsten Stellen dieser Teilbecken registriert.

1.1.2 Chemische Entwicklung

Bodensee-Obersee

Die Konzentration des Gesamtphosphors betrug im Jah-resmittel 2014 7,0 µg/l (Abb. 1-1a). Damit liegt der Jahres-mittelwert 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 fest-gestellt (7,2 µg/l). Insgesamt haben die mittleren Konzen-trationen an Gesamtphosphor einen für große oligotrophe Alpenseen typischen Bereich erreicht.

Der anorganische Stickstoff (Nitrat-, Nitrit- und Ammo-niumstickstoff) mit Nitrat als Hauptkomponente ist 2014 mit einem Jahresmittel von 0,91 mg/l etwas unter der Grö-ßenordnung 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).

(9)

1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005 2010 2015 0 1 2 3 4 5 6 7 1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005 2010 2015 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 C) Chlorid [mg/l]

Chlorid, volumengewichtetes Jahresmittel

Stickstoff aus NO3- + NO2- + NH4+, volumengewichtet. Bis 1973: Stickstoff nur aus NO3-, volumengewichtet

Stickstoff [mg/l] 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

Gesamtphosphor im Rohwasser, Konzentration während Zirkulation

Gesamtphosphor im Rohwasser, volumengewichtetes Jahresmittel A) P [µg/l]

A

2 3 4 5 6 7 8

B

Sauerstoffkonzentration, Minimalwerte 1 m über Grund B) O2 [mg/l]

Abb. 1-1: Langfristige Entwicklung der Phosphor-, Sauerstoff-, Stickstoff- und Chloridkonzentrationen im Bodensee-Obersee (Fischbach-Uttwil).

(10)

Chlorid als Indikator vielfältiger Einträge aus dem Sied-lungsbereich 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. 2014 blieb der Chloridgehalt gleich zum Vorjahr bei 6,9 mg/l (Abb. 1-1c). Ein beträchtlicher Teil der Zunah-me stammt aus der winterlichen Straßensalzung, wie im Grünen Bericht 37 ausgeführt wurde.

Die Sauerstoffgehalte im tiefen Hypolimnion des Ober-sees 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 kontinu-ierliche 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 2009–2010 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-, Nitrit- und Ammoniumstickstoff) mit Nitrat als Hauptkomponen-te 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 Stick-stoff 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 be-trug im Rheinsee im Jahr 2014 0,1 mg/l, was eine Abnahme im Vergleich zu 2013 (1,8 mg/l) darstellt. Im Tiefenwasser-bereich des Zellersees wurde 2014 ein Sauerstoff-Minimum von 0,6 mg/l erfasst, nachdem 2013 ein totaler

Sauerstoff-schwund beobachtet wurde und in den Vorjahren 2005– 2012 bei allen Messungen ein geringer Sauerstoff-Restge-halt 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 2011-2012 der Fall war. 2013 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 Be-reich, 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 Sauer-stoffversorgung 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 Gewässerschutzmaß-nahmen aller Länder und Kantone im Einzugsgebiet des Bodensees. Angesichts des starken Nutzungsdrucks und der Einflüsse des Klimawandels auf die Tiefenwasserer-neuerung gilt weiterhin, die erreichten Erfolge nachhaltig zu sichern.

1.1.3 Biologische Entwicklung

Im Jahr 2014 wurde die Biomasse des Phytoplanktons mit einem neuem Standardzellvolumen berechnet, das auf tat-sächlichen Größenmessungen beruht. Im Anhang dieses Jahresberichts ist die entsprechende Liste hinterlegt, die in den kommenden Jahren laufend aktualisiert wird. Abbil-dung 1-2 zeigt den Unterschied in den Phytoplankton - Bi-omassen berechnet nach altem (A) und neuem (B) Stan-dardzellvolumen (SZV).

(11)

1.1.3.1 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 Früh-jahrsblüte immer undeutlicher ausfällt, setzte sich im Jahr 2014 fort. Die leichte Zunahme der Biomasse von März bis April war zunächst durch Cryptophyceen geprägt (Rhodomo-nas lens und R. lacustris), später dann durch Diatomeen (cen-trische 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-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 06.10.2014 durch Chrysophyceen der Art Dinobryon so-ciale 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 Bio-masse um 25 % für diesen Zeitpunkt erklärt. Bei den Chry-sophyceen Mallomonas sp. und M. akrokomos ist der Un-terschied 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 nachzu-rechnen und im nächsten Jahresbericht vorzustellen.

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.

(12)

Die Anfang September an verschiedenen Bodenseebuch-ten beobachtete Aufrahmung der Blaualge Microcystis aerugi-nosa (Abb. 1-5) wurde in Seemitte durch mikroskopische Planktonzählungen nicht detektiert. Vermutlich beein-flussten 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-Ober-sees einen guten ökologischen Zustand an (PSI 2,1 nach PhytoSee 6.0).

Die Chlorophyll-a Konzentrationen (Abb. 1-4b) im Ober-see lagen im Mittel bei 3,2 µg/l; das Maximum erreichte im hende höchste Biomasse des Jahres im Jahr 2014 komplett

aus. Erst ab Juli 2014 nahmen die Biomassen wieder konti-nuierlich zu und erreichten Anfang Oktober das Saison-Maximum, geprägt von Dinophyceen (u.a. Ceratium hirundel-la) und zu einem größeren Anteil von Crysophyceen (Dinobryon spp.). Beide Algen-Arten sind durch Geißeln beweglich und können sich unter nährstoffarmen Bedin-gungen mixotroph ernähren. Für den Bodensee wurde auch gezeigt, dass die Arten der Gattung Dinobryon ihren Phosphor-Bedarf durch eine bakteriovore Ernährung de-cken können und allgemein von der größeren Lichtverfüg-barkeit durch die geringeren Algenbiomassen bei oligotro-phen Zuständen profitieren [KamjunKe et al. 2007].

Abb. 1-3: Zellzahl/ml der wichtigsten Chrysophyceen von 01.04.2014–30.11.2014 an der Station Fischbach-Uttwil (0–20 m) (oben) sowie die prozentuale Zu- bzw. Abnahme der SZV (unten).

(13)

zelne Algengruppen bestimmt. Alloxanthin als Leitpig-ment 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 Leitpig-ment 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 Übereinstim-mung. In den Monaten August bis Oktober jedoch nah-men die Fucoxanthin-Konzentrationen zu, während die Bacillariophyceen–Biomasse in diesen Monaten sehr ge-ring war. Diese Diskrepanz kann darauf zurückgeführt wer-den, dass auch die Gruppe der Chrysophyceen als Pigment Fucoxanthin enthält. Diese Gruppe dominiert die Bio-masse in den Phytoplankton-Zählungen im Herbst und Oktober 11,6 µg/l. Beide Werte waren höher als im Jahr

2013 (2 µg/l respektive 3,8 µg/l). Zusätzlich zum Chloro-phyll-a wurden auch die Leitpigmente (Abb. 1-4b) für

ein-Abb. 1-5: Sichtbare Aufrahmung von Blaualgen, vermutlich

Micro-cystis aeruginosa, an der Uferpromenade Langenargen am

16.09.2014 (LUBW).

Abb. 1-4: Biologische Parameter an der Station Fischbach-Uttwil. A) Phytoplankton Biomasse (0–20 m), Bakterienplankton (0–10 m) so-wie Picoplankton (0–20 m). B) Leitpigmente mit Chlorophyll a. C) Zooplankton von 0–100 m.

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 P hy to pl an kt on (0 -2 0m ) [ m g/ l] 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 B ak te rie np la nk to n (0 -1 0 m )1 0 6 Z el le n/ m l P ic op la nk to n (0 -2 0 m ) 1 0 4 Z el le n/ m l

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 1 2 3 4 B) Fischbach-Uttwil - Leitpigmente 2014 Le itp ig m en te [µ g/ l]

Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b

0 2 4 6 8 10 12 Chlorophyll a C hl or op hy ll a [µ g/ l]

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 10 20 30 40 50 C) Fischbach-Uttwil - Zooplankton 2014 Cladoceren Copepoden C la do ce re n bz w . C op ep od en x 10 4 Individuen m -2 0 200 400 600 800 1000

A) Fischbach-Uttwil - Phytoplankton Biomasse (SZV neu), Bakterien- und Picoplankton 2014

Rotatorien R ot at or ie n x 10 4 Individuen -2

Euglenophyceae Chrysophyceae Dinophyceae Cyanobacteria Cryptophyceae Bacillariophyceae Chlorophyten Picoplankton Bakterienplankton

(14)

probe wurde durch fluoreszenzmikroskopische Zählungen ermittelt (Abb. 1-4a & 1-7b). Die Werte zeigten wie in den Vorjahren niedrige Bakteriendichten im Winter mit Wer-ten zwischen 1–2 x 104 Zellen/ml. Das Frühjahrs-Maximum mit 6 x 104 Zellen/ml und das Sommer-Maximum im Au-gust mit 9,2 x 104 Zellen/ml fielen deutlich geringer aus als im Jahr 2013, traten dafür aber etwas früher ein. Ab Okto-ber pendelte sich die Werte wieder auf ein winterliches Level zwischen 1–2 x 104 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 zumin-dest beim Mai-Maximum die erhöhte Zeaxanthin-Konzen-tration verursachen, da gleichzeitig bei der mikrosko-pischen Phytoplanktonanalyse keine erhöhten Biomassen von „klassischen“ Cyanobakterien (fädige und flockenför-mige Formen) beobachtet wurden.

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 Fu-coxanthin 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 zu-sammen 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

(15)

wicklung der Cladoceren erst im April (Abb. 1-4c). Das Maximum der Individuendichte zeigte sich Anfang Juni und damit vergleichbar zum Jahr 2013. Auf niedrige Werte Ende September / Anfang Oktober folgte ein zweites spä-tes Maximum im Oktober / November. Wie im Vorjahr waren bei den Copepoden die Frühjahrswerte der Indivi-duendichten deutlich höher als bei den Cladoceren und die Werte erreichten – mit Unterbrechungen – Ende Juli, Anfang August ihr Maximum (4,67 x 105 Individuen/m2). Auch bei den Copepoden wurde die Ausbildung eines kleineren Herbst-Peaks beobachtet. Wie bei den Cladoce-ren stiegen auch die Individuendichten der Rotatorien im Obersee erst im April an. Im Juni, kurz nach dem Cladoce-ren-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 106 Individuen/m2), der damit niedriger und früher als im Jahr 2013 ausfiel. Die folgende Abnahme wurde durch ein weiteres Peak-Ereignis Ende Oktober kurz unter-brochen, bis die winterlichen Individuendichten erreicht werden. Der Jahresmittelwert 2014 für Rotatorien betrug 2,70 x 106 Individuen/m2 und war etwas niedriger als 2013 (3,22 x 106 Individuen/m2).

In der langjährigen Entwicklung des Crustaceenplanktons weisen die Copepoden seit ca. 2005 und die Cladoceren seit ca. 2010 auch im Jahr 2014 einen schwachen aber kon-tinuierlichen Anstieg der Jahresmittelwerte auf. Die Zu-nahme ist gering, aber für beiden Zooplanktongruppen vergleichsweise stetig. Der Jahresmittelwert 2014 für Cla-doceren und Copepoden stieg auf 8,2 x 104 bzw. 2,28 x 105 Individuen/m2.

Das Bakterienplankton (Abb. 1-4a & 1-7a) in seiner Funk-tion als Destruent organischen Materials im Ökosystem See repräsentiert einen wichtigen Teil des heterotrophen Planktons. Zudem dient es als Nahrungsquelle für filtrie-rende tierische Planktonorganismen. Die durch Fluores-zenzmikroskopie 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 106 Zellen/ml lag in dem für ein Normaljahr üblichen Bereich und zeigte keine Unterschiede in den Tiefenstufen. Der ebenfalls re-gelmäßig auftretende Anstieg der Bakteriendichten in den oberflächennahen Schichten erfolgte im Jahr 2014 ver-gleichsweise früh Mitte März bis Mitte April, was auf das warme Frühjahrswetter zurückzuführen ist. Das Frühjahrs-maximum erreichte im April 2,5 x 106 Zellen/ml. Nach einem kurzen Abfall über die Sommermonate erhöhten sich die Dichten kurzzeitig erst im August auf maximal 4,9 x 106 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 106 Zellen/ ml im Jahresdurchschnitt eingependelt zu haben und wer-den auch für andere oligotrophe Seen weltweit ermittelt. Bei der zentralen Station Fischbach-Uttwil begann die

(16)

maximale Wert des Jahres mit 5,2 x 104 Zellen/ ml ermit-telt, was einer Biomasse von 218,98 µg/l entspricht. Die Zellzahlen nehmen bis zum Juni ab, steigen im Juli kurz-zeitig wieder an und verharren von September bis Novem-ber auf einem niedrigen Niveau. Im DezemNovem-ber wurde das Jahresminimum mit 3,4 x 103 Zellen/ml erreicht (entspricht einer Biomasse von 14,12 µg/l). Im Vergleich zum Boden-see-Obersee sind die ermittelten Werte niedriger und ver-mutlich gab es nur einen Frühjahrspeak. Picoplankton ent-hält 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 Un-tersee-Stationen im Vergleich zum Vorjahr leicht erhöht. An der Station Zeller See lag die mittlere Jahreskonzentra-tion 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-1.1.3.2 Station Zeller See

Im Untersee - Zeller See lag die durchschnittliche Phyto-plankton-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 Bio-masse-Maximum des Jahres wurde bereits im April er-reicht, 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 hirundi-nella). 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 fluores-zenzmikroskopisch ermittelt. Im April wurde bereits der

Abb. 1-8: Biologische Parameter an der Station Zeller See. A) Phytoplankton Biomasse (0–18 m) sowie Picoplankton (0–18 m). B) Leit-pigmente mit Chlorophyll a. C) Zooplankton von 0–18m.

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 Ph yt op la nk to n (0 -2 0m ) [ m g/ l] 0 2 4 6 Pi co pl an kt on x 1 0 4 Zellen/ml

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 1 2 3 4 5 L ei tp ig m en te [µ g/ l]

Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b

0 4 8 12 16 20

C) Zeller See - Zooplankton 2014 B) Zeller See - Leitpigmente 2014

C hl a [µ g/ l] Chlorophyll a A) Zeller See - Phytoplankton Biomasse (SZV neu) und Picoplankton 2014

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 10 20 30 40 50 60 70 Cladoceren Copepoden 0 200 400 600 800 1000 Rotatorien C la do ce re n bz w . C op ep od en x 10 4 Individuen m -2 R ot at or ie n x 10 4 Individuen -2 Euglenophyceae Chrysophyceae Dinophyceae Cyanobacteria Cryptophyceae Bacillariophyceae Chlorophyten Picoplankton

(17)

5,23 x 104 Zellen/ml sein Jahresmaximum erreichte (Bepro-bung nur von April–Dezember) (Abb. 1-8a).

Im Untersee wird das Zooplankton im monatlichen Ab-stand 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 105 Individuen/m2 deutlich höher als im Gnadensee und im Obersee war. Bei den Copepoden wurden die maxima-len 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 Unter-see-Stationen (Zeller See: 2,11 x105; Gnadensee 2,21 x 105 Individuen/m2) vergleichbar mit denen im Obersee (2,28 Individuen/m2). Bis April sind die Rotatorienzahlen ver-gleichsweise 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.

ton-Biomasse-Maximum erst im April ermittelt wurde (Abb. 1-8b). Diese Blüte wurde maßgeblich durch Fragila-ria-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 bes-sere Übereinstimmung zur Biomassebestimmung. Peridi-nin ist erst ab Juli als Pigment sichtbar, Dinophyceen ha-ben 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 Di-nophyceen-Arten zur mixotrophen Ernährung befähigt und nicht zwingend auf Pigmente zur Assimilation ange-wiesen sind.

Auch im Zeller See wurden die Pigmente in den Tiefenstu-fen 0, 5, 10, 15 und 20 m analysiert (Abb. 1-9). Die höch-sten Pigmentkonzentrationen in den oberen 10 m wurden im März durch Alloxanthin gebildet Von März bis April war auch Zeaxanthin in allen Tiefenstufen präsent. Blaual-gen wurden jedoch bei den mikroskopischen ZählunBlaual-gen nur im März in höheren Zellzahlen gefunden (Aphanizome-non, Aphanocapsa, Pseudanabaena limnetica). Der Zeaxanthin-Nachweis im April kann vermutlich auf autotrophes Pico-plankton zurückgeführt werden, das im April 2014 mit

(18)

stabilen Anteil an der Biomasse. Das Oktober-Maximum bei den Cyanobakterien wird von Pseudanabaena catenata ge-prägt, die als Trophiezeiger für mesotrophe Zustände gilt. Insgesamt zeigt die Phytoplanktongemeinschaft des Gna-densees einen guten ökologischen Zustand an (PSI 1,57 nach PhytoSee 6.0).

Die Biomasseentwicklung im Untersee verlief genau ent-gegengesetzt zu der im Obersee: Im Untersee wurden die die höchsten Biomassen bereits im Frühjahr erreicht, wäh-rend im Obersee die höchsten Biomassen erst im Herbst nach einer warmen Spätsommerphase gebildet worden sind. Das liegt an der unterschiedlichen Hydromorpholo-gie begründet: der Untersee ist weniger tief und erwärmt sich schneller als der Obersee.

Das Picoplankton wurde von April bis Dezember fluores-zenzmikroskopisch ermittelt. Im April wurde bereits das Jahresmaximum mit 11,5 x 104 Zellen/ ml erreicht, was ei-ner Biomasse von 483,1 µg/l entspricht. Der Verlauf der Zellzahlen verläuft ähnlich wie im Gnadensee, nur mit 1.1.3.3 Station Gnadensee

Im Untersee - Gnadensee lag die durchschnittliche Phyto-plankton-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, domi-niert von Fragilaria crotonensis (pennat). Crysophyceen sind erst ab April in geringen Mengen abundant. Wie im Vor-jahr trug Chrysochromulina parva zur April-Biomasse bei, allerdings weniger ausgeprägt. Die Art ist durch zwei Gei-ßeln beweglich und zur Mixotrophie befähigt, d.h. sie kann sowohl Kohlendioxid assimilieren als auch gelöste orga-nische Substanzen oder Bakterien und kleinere Einzeller aufnehmen, gilt selber aber auch als gut fressbar. Zum Spätsommer hin dominieren hingegen andere Chrysophy-ceen-Arten (verschiedene Dinobryen-Arten) die Biomasse. Die Dinophyceen zeigten im Saisonverlauf einen relativ

Abb. 1-10: Biologische Parameter an der Station Gnadensee. A) Phytoplankton Biomasse (0–20 m) und Picoplankton (0–20 m). B) Leitpig-mente mit Chlorophyll a. C) Zooplankton von 0–20m.

(19)

len Werte schon Anfang Juni beobachtet. Die Jahresmittel-werte der Cladoceren-Individuendichten waren im Zeller See mit 1,69 x 105 Individuen/m2 deutlich höher als im Gnadensee und im Obersee, die beide ähnliche Cladoce-ren-Individuendichten aufwiesen (8,20 x 104 bzw. 8,50 x 104 Individuen/m2).

Bei den Copepoden wurden im Gnadensee die maximalen Individuendichten bereits im April beobachtet mit hö-heren Dichten im Gnaden- als im Zeller See. Die herbst-liche Abnahme der Copepodenzahlen beginnt im Gnaden-see 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 x105; Gnadensee 2,21 x 105 Indi-viduen/m2) vergleichbar mit denen im Obersee (2,28 x 105 Individuen/m2).

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 106 Individuen/m2 geringer als im Zeller See (2,33 x 106 Individuen/m2) und im Obersee (2,70 x 106 Individuen/m2). 1.1.3.4 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 Aus-wertung obsolet ist (Abb. 1-11).

dem schon eben erwähnten etwa dreimal so hohen Maxi-mum im April. Die Bestimmungen werden weiter fortge-führt.

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 ge-samte Jahr über die dominierenden Leitpigmente. Alloxan-thin wies eine gute Übereinstimmung mit den mittels Mi-kroskop 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 Beobach-tung, dass Peridinin erst ab Juni nachweisbar ist, die Dino-phyceen im Mikroskop aber das ganze Jahr über in mäßig hohen Abundanzen bestimmt werden, wurde bereits für den Zeller See beschrieben. Die hohen Zeaxanthin-Kon-zentrationen im Frühjahr stehen konträr zu den mikrosko-pisch 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 104 Zellen/ml sein Jahresmaximum erreichte (Beprobung nur von April–Dezember) (s. Abb. 1-10a).

Während in 2013 saisonale Änderungen für beide Unter-see-Stationen ähnlich waren, zeigten sich 2014 lokale Un-terschiede beim Crustaceenplankton. Während im Zeller See das Maximum an Cladoceren erst im September er-reicht wurde, wurden im Gnadensee hingegen die

(20)

Dies ist bedingt durch die unterschiedlichen hydromor-phologischen Bedingungen: der weniger tiefe Untersee er-wärmt sich im Frühjahr eher als der tiefe Obersee. Insgesamt liegen die Chlorophyll a-Saisonwerte (März–Ok-tober) 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 See-mitte (1.1.3.1, Abb. 3) verteilen sich die maximale Pigment-konzentrationen im September/Oktober in den oben lie-genden 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 Stati-on FU.

Die vorliegenden Ergebnisse der biologischen Untersu-chungen zeigen, dass sich der Bodensee-Obersee sowie der Untersee in einem guten ökologischen Zustand befinden. 1.1.3.5 Vergleich der Leitpigmente im Obersee und

Untersee

Neben den bereits schon vorgestellten Leitpigmentanaly-sen 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 saiso-nale Muster für die verschiedenen Leitpigmente gleich: im Winterhalbjahr von November–März dominiert das Pig-ment Alloxanthin, während im September/Oktober Fuco-xanthin an allen Probestellen dominant ist. Auch das Chlo-rophyll a zeigt einen ähnlichen Verlauf: ein erster Peak im Frühjahr, unübliche niedrige Konzentrationen im Sommer und erst im September/ Oktober das Jahresmaximum. Ta-belle 1-1 gibt einen Überblick über die Chlorophyll a-Kon-zentrationen an den verschiedenen Bodensee-Probestellen: Die Chlorophyll a-Mittelwerte an den Obersee-Probestel-len 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 be-schriebene 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.

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 (23.9.2014) 3,54 mesotroph 1 (nah an oligotroph) Bregenzer Bucht 2,44 7,92 (23.9.2014) 2,78 oligotroph

Wasserburg 2,95 8,30 (23.9.2014) 3,38 mesotroph 1 (nah an oligotroph) Langenargen-Arbon 3,29 8,05 (23.9.2014) 3,89 mesotroph 1 Fischbach-Uttwil 3,22 11,57 (7.10.2014) 3,91 mesotroph 1 Zeller See 4,84 18,21 (3.3.2014) 5,05 mesotroph 1

Gnadensee 4,71 10,05 (3.3.2014) 4,51 mesotroph 1

Tab. 1-1: Chloropyll-a Konzentrationen als Jahresmittelwerte sowie als Jahresmaximum (µg/l) an verschiedenen Probestellen im Ober- und Untersee.

(21)

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).

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 1 2 3 4 L ei tp ig m en te [µ g/ l] Rheinspitz (0-20 m) 0 4 8 12 C hl a [µ g/ l] Chlorophyll a

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 1 2 3 4 L ei tp ig m en te [µ g/ l] Bregenzer Bucht (0-20 m) 0 4 8 12 C hl a [µ g/ l]

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 1 2 3 4 L ei tp ig m en te [µ g/ l] Wasserburg (0-20 m) 0 4 8 12 C hl a [µ g/ l]

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 1 2 3 4 Gnadensee (0-20 m) Zeller See (0-18 m) F-U (0-20 m) L ei tp ig m en te [µ g/ l] Langenargen (0-20 m) 0 4 8 12 C hl a [µ g/ l]

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 1 2 3 4 Le itp ig m en te µ g/ l 0 4 8 12 C hl a [µ g/ l]

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 1 2 3 4 5 L ei tp ig m en te [µ g/ l] 0 4 8 12 16 20 C hl a [µ g/ l]

Jan Feb Mrz Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov Dez 0 1 2 3 4 5 L ei tp ig m en te [µ g/

l] Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b

0 4 8 12 16 20 C hl a [µ g/ l] Chlorophyll a Chlorophyll a Chlorophyll a Chlorophyll a Chlorophyll a Chlorophyll a Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b

Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b Peridinin Zeaxanthin Alloxanthin Fucoxanthin Chlorophyll b

(22)

Mittelwerte für Atrazin, Desethylatrazin, Terbutylazin, De-sethylterbutylazin, Terbutryn, Diazinon, Metalaxyl, Meto-lachlor, Irgarol, und Penconazol niedriger. Die Mittelwerte für Propiconazol und Simazin lagen auf dem Vorjahresni-veau. Die sechs Pestizide Tebutam, Alachlor, Parathionme-thyl, 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-1.2 Mikroverunreinigungen im

Bodensee 1.2.1 Pestizide

Im Bodensee-Obersee wurden im Mai, Juli und Oktober 2014 Wasserproben aus fünf verschiedenen Tiefen in See-mitte auf insgesamt 64 Pestizide, drei Metabolite, ein Algi-zid und ein Repellent untersucht. Die PestiAlgi-zide Atrazin, Terbutylazin, Propiconazol, Terbutryn, die Metaboliten Desethylterbutylazin und Desethylatrazin und der Repel-lent DEET konnten in allen Proben in geringen Spuren über der Bestimmungsgrenze von 1 ng/l nachgewiesen wer-den. Die höchsten Konzentrationen wurden beim Repel-lent DEET mit 6,6 ng/l gefunden.

Verglichen mit den Ergebnissen des Vorjahrs waren die Abb. 1-13: Vertikalprofil der Leitpigmente an der Station Bregenzer Bucht.

(23)

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 1.3.1 Felchenlaich-Monitoring

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 Flachwas-serbereich liegt, in dem Gangfische ablaichen. Die Felchen-eier werden auf ihren Entwicklungszustand überprüft und gezählt.

Im Januar 2015 wurden wie in den Jahren 2010–2012 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 gewon-trationen nehmen im Bodensee seit 1991 zwar

kontinuier-lich ab, sind aber immer noch in allen Proben messbar. 1.2.2 Komplexbildner

Im Bodensee-Obersee in Seemitte an der Station Fisch-bach-Uttwil wurden im März, April, August und Septem-ber jeweils Vertikalprofile auf die Komplexbildner NTA, EDTA und DTPA untersucht (Abb. 1-15). Die Gehalte von

0.00 0.01 0.02 0.03 1990 1995 2000 2005 2010 µg/l Jahr IGKB ISF LUBW

Abb. 1-14: Atrazingehalte im Bodensee von 1990–2014. Die Messungen wurden durchgeführt von der IGKB (blau), dem ISF (rot) und der LUBW (grün). 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 1985 1990 1995 2000 2005 2010 µg/l EDT A

Abb. 1-15: Langfristige Entwicklung der EDTA-Konzentrationen im Bodensee-Obersee, Seemitte.

(24)

nen und mit insgesamt 3328 l die drittniedrigste Laichmen-ge 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 Ver-lauf 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 Gegen-satz dazu nahm die Eidichte am Transsekt BF_5 zu. Die Gangfisch-Eidichte im Dezember ist gegenüber dem Vor-jahreszeitraum unverändert geblieben. Bei den Gang-fischen findet man auch über einen längeren Zeitraum gleichbleibende Eidichten, da sie über einen längeren Zeit-raum ablaichen als die Blaufelchen.

Abb. 1-16: Übersichtskarte des Felchenlaichmonitorings am Bodensee. BF=Blaufelchen, GF=Gangfelchen. Die Probestrecke betrug je-weils 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.

Abb. 1-17: Anzahl der Felchenlaicheier/m² gesamt und entwickelte als Mittelwert der Transekte BF1-BF5 zur jeweiligen ersten Aus-fahrt im Januar.

(25)

Der Rückgang der Laichmenge kann eine Folge der Anpas-sung der Fischfauna an die natürliche Nährstoffverfügbar-keit im Obersee sein, allerdings wurden solch geringe Zah-len 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 Phos-phoreintrags herrschen im Bodensee trotz der steigenden Wassertemperaturen ausreichend hohe Sauerstoffverhält-nisse über Grund, eine wichtige Voraussetzung für die Ent-wicklung des Felchenlaichs.

1.3.2 Fischbestandserfassung

Mittels hydroakustischer Signale im Echolot wurden ver-gleichbar zu den vorherigen Jahren im März und Novem-ber 2014 sowie Februar 2015 Fischbestandsabschätzungen im Bodensee-Obersee durchgeführt (Abb. 1-19, S. 26). Im März 2014 wurden die meisten Signale im Bereich von 10–30 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 ge-samten Obersee (mit Ausnahme Übergang zum Überlinger See und Untersee) viele Fischsignale detektiert. Eine ähn-liche Verteilung findet sich auch noch im Februar 2015, al-lerdings in etwas geringeren Konzentrationen. Vermutlich sind die hohen Signaldichten auch durch das aktuell hohe Stichlingvorkommen beeinflusst. Zum letzten Termin wur-den in der Tiefe von 30–50 m im östlichen Bowur-densee (Bre-genzer Bucht) zahlreiche Signale detektiert, während zu den früheren Terminen in dieser Tiefe kaum Signale auftra-ten.

Über die Signalstärke können Größenklassen der detek-tierten Fische abgeleitet werden. Der Langzeitvergleich von 2007–2013 (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 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.

(26)

kleiner als 8 cm sind und sich in den oberen 10 m aufhal-ten. Insgesamt überwiegt der Anteil der Fische mit einer Größe unterhalb des Schonmaßes. Der vorliegende Daten-satz kann zur Interpretation des Fischereiverlaufs beitra-gen.

Abb. 1-19: Hydroakustische Fischbestandserhebung am Bodensee-Obersee im März und November 2014 sowie Februar 2015. Die Farb-skala zeigt die Anzahl der Fischsignale.

Abb. 1-20: Relative Längenhäufigkeit des pelagialen Fischbestands im März und November von 10–50 m auf Basis der hydroakustischen Daten.

(27)

1.4 Schwebstoffeintrag im östlichen Bodensee-Obersee

1.4.1 Temperaturmessungen an den Verankerungen

Das Messprogramm zum Erkennen bodennaher Einstrom-situationen und bodennaher Temperaturverhältnisse wur-de wie in wur-den Vorjahren fortgeführt. 2014 gab es ein mar-kantes Einstromereignis, das allerdings lediglich bis in den Bereich vor Wasserburg nachgewiesen werden konnte (Abb. 1-21). Sehr markant ist der Vergleich der Bodenwas-sertemperaturen an den Verankerungen Fischbach-Uttwil und Langenargen: In Fischbach-Uttwil zeigt sich ein ausge-sprochen gleichförmiger und kontinuierlicher Temperatu-ranstieg der zeigt, dass die Wasserzirkulation auch im Jahr 2014 vollständig ausblieb. Zum Vergleich zeigt die Veranke-rung vor Langenargen einen annähernd gleichartigen An-stieg der Minimaltemperaturen. Die „aufgesetzten“ kurzfri-stigen Temperatursignale zeigen, dass die vermutlich windgetriebenen seeinternen Strömungen bis in einer Tie-fe von über 180m deutlich spürbar sind. Diese Signale sind an der Station Fischbach-Uttwil nicht nachweisbar; ver-mutlich, weil der gesamte bodennahe Wasserkörper annä-hernd gleich temperiert ist und Wasserbewegungen des-halb mit Temperaturloggern nicht nachgewiesen werden können. Das die Strömungen lediglich bis in 180 m Wasser-tiefe 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 ver-schiedene Messsysteme verfügt und eine kontinuierliche Beobachtung der Vorgänge in der Flachwasserzone gestat-tet. Der Standort dieser Station ist in verschiedenerlei Hin-sicht sehr interessant und bietet die Möglichkeit, unter-schiedliche Prozesse zu studieren. Zum einen können die Verhältnisse in der Flachwasserzone studiert und in Ver-hältnis zu den Bedingungen im Tiefwasserbereich gesetzt werden, zum anderen ist es ein Gebiet, in dem einzelne Flusswasserfahnenausbreitungen der Schussen die Wasser-körpereigenschaften episodisch bestimmen können. Au-ßerdem ist die Station nahe an der sogenannten Hal-denkante gelegen, so dass hydrodynamische Prozesse an der Schnittstelle zwischen Flach- und Tiefwasserzone beo-bachtet werden können.

Die Station verfügt über eine umfangreiche Sensorik, mit der meteorologische, wie seenphysikalische und limnolo-gische Parameter aufgenommen werden können. Als Mess-instrumente werden vorrangig ein Kombi-Meteorologie-sensorsystem 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 Einstromereig-nis. 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.

(28)

Das zeitliche Intervall zwischen zwei Messungen beträgt 20 Minuten. Im Jahr 2014 wurden kontinuierlich Messungen von Januar bis einschließlich November durchgeführt – da-nach musste das Sensor-und Telemetriesystem der Station nach mehrjährigen Dauerbetrieb einem umfangreichen Wartungsservice unterzogen werden.

1.5.1 Meteorologische Größen

In Abbildung 1-22 ist die über dem See gemessene Luft-temperatur, wie sie von der Flachwassermessstation regis-triert wurde, dargestellt. Der zugehörige Boxplot, der eine basisstatistische Analyse der Werte auf Monatsbasis gestat-tet, 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 Bo-densees 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 regis-triert. Die höchste mittlere monatliche Windgeschwindig-keit mit 3,6 m/s im ebenfalls im Mai 2014.

1.5.2 Seenphysikalische und limnologische Parameter

In Abbildung 1-26 ist die am Standort der Station gemes-sene Wassertemperatur dargestellt. Die zugehörige Aus-wertung 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 Flachwassermesssta-tion Langenargen.

Abb. 1-23: Boxplot der Lufttemperatur gemessen an der Flachwas-sermessstation Langenargen.

Abb. 1-24: Windgeschwindigkeit an der Flachwassermessstation Langenargen.

Abb. 1-25: Boxplot der Windgeschwindigkeit an der Flachwasser-messstation Langenargen.

(29)

wurden in den Wintermonaten 2013/2014 keine Tempera-turen kleiner als 4°C gemessen, was mit dem überaus mil-den Winter zu erklären ist. Die mit einem integrierten akustischen Strömungsmesser ermittelten Strömungsge-schwindigkeiten an der Messstation sind in Abbildung 1-28 zu sehen. Der zugehörige Boxplot für die Monatswerte in Abbildung 1-29. Besonders hohe Strömungsgeschwindig-keiten sind in der thermisch geschichteten Phase des Sees zu beobachten – insbesondere für zwei Sturmereignisse im Oktober und November 2014. Die höchste Strömungsge-schwindigkeit wird im Oktober 2014 mit 63,4 cm/s gemes-sen.

Die Leitfähigkeitswerte bewegen sich im Zeitraum der

Re-gistrierung 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 Flusswasserfahnenaus-breitungen von der Mündung der Schussen in diesen Be-reich hinein assoziiert werden können. Eine detailliertere Analyse der basisstatistischen Eigenschaften dieser Mess-reihe auf Monatsbasis ist in Abbildung 1-31 (S. 31)enthal-ten.

Der an der Station registrierte pH-Wert ist in Abbildung 1-32 (S. 30) dargestellt. Die zugehörige Darstellung ein-facher statistischer Maße ist in Abbildung 1-33 (S. 30) zu sehen. Auch hier sind wieder saisonale langzeitliche Ent-wicklungen zu beobachten, denen speziell im Frühjahr und

Abb. 1-26: Wassertemperatur an der Flachwassermessstation Lan-genargen.

Abb. 1-27: Boxplot der Wassertemperatur an der Flachwasser-messstation Langenargen.

Abb. 1-28: Strömungsgeschwindigkeit an der Flachwassermess-station Langenargen.

Abb. 1-29: Boxplot der Strömungsgeschwindigkeit an der Flach-wassermessstation Langenargen.

(30)

Abb. 1-30: Leitfähigkeit an der Flachwassermessstation Langenar-gen.

Abb. 1-31: Boxplot Leitfähigkeit an der Flachwassermessstation Langenargen.

Abb. 1-32 pH-Wert an der Flachwassermessstation Langenargen.

Abb. 1-33: Boxplot pH-Wert an der Flachwassermessstation Lan-genargen.

Abb. 1-34: Trübung an der Flachwassermessstation Langenargen.

Abb. 1-35: Boxplot Trübung an der Flachwassermessstation Lan-genargen.

(31)

Sommer Entwicklungen aufgeprägt sind, die mit der unter-schiedlich starken Primärproduktion im Gewässer verbun-den sind. Darüber hinaus werverbun-den auch tägliche Fluktuati-onen des Parameters registriert, die wahrscheinlich mit der durch variierende Sonneneinstrahlung und Tag-Nacht-Rhythmen bedingten unterschiedlichen Aktivität von Al-gen verbunden sind. Episodisch kann auch bei diesem Pa-rameter eine kurzzeitige Beeinflussung durch Wasserkörper bedingt sein, die ihren Ursprung in der Schussen haben. In Abbildung 1-35 ist die am Standort der Station gemes-sene Trübung dargestellt. Deren basisstatistische Analyse mittels Boxplot ist in Abbildung 1-35. Dieser Parameter wurde einem speziellen Filterverfahren unterworfen, um die mitregistrierten Ausreißer zu eliminieren und weitest-gehend artefaktfreie Zeitserien zu erstellen. Zu sehen ist eine deutliche Zunahme der Trübung im Sommer, speziell während der Monate Juli und August, was mit der beo-bachteten Entwicklung von Chlorophyll-a im Gesamtsee korrespondiert, und eine hohe zeitliche Variabilität in die-ser Periode. In den Frühjahrs-, Herbst- und Wintermona-ten 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 Messda-tensatz, dass sich die in diesem Bereich gemessenen Pro-zesse und Vorgänge durch eine große Dynamik und eine hohe räumliche wie zeitliche Variabilität auszeichnen, die erst durch kontinuierliche Messungen mit kurzem Messin-tervall aufgelöst und in ihrer Entwicklung erfasst werden können.

(32)

2.1 Mikroverunreinigungen in (baden-württembergischen) Bodenseezu-flüssen

2.1.1 Pestizide

Aus 15 verschiedenen Bodenseezuflüssen wurden zwi-schen März und Oktober 2014 jeweils drei Stichproben auf insgesamt 64 Pestizide, drei Metabolite, ein Algizid und ein Repellent untersucht. Dabei wurden 20 Pestizide, drei Ab-bauprodukte, 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 mei-sten 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 Algi-zid Terbutryn, das FungiAlgi-zid Propiconazol und das Abbau-produkt Desethylterbutylazin nachweisbar.

2 Bodensee-Zuflüsse

Das Pestizidspektrum der Flüsse ist ähnlich. Die elf Pesti-zide, 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.

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

(33)

2.1.2 Carbamazepin

Carbamazepin ist eines der weltweit am häufigsten verwen-deten Medikamente gegen Epilepsie (Abb. 2-2).

An fünf Terminen von März bis Juli wurde in 15 baden-württembergischen Bodenseezuflüssen das Antiepilepti-kum 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 Non-nenbach, Manzeller Bach, Brunnisach, Lipbach, Kniebach, Abb. 2-1: Anteil der positiven Befunde in allen Zuflussproben 2014.

0 20 40 60 80 100 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 Häufigkeit in %

(34)

Dysenbach, Nussbach und Tobelbach konnte kein Carba-mazepin gefunden werden. Der Durchschnitt aller posi-tiven 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.

2.1.3 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 unter-sucht.

Beim NTA lagen 2014 nur zwei Werte über der Bestim-mungsgrenze von 0,5 µg/l. Bei der Messung im Juni lag die Konzentration in der Schussen bei 1,3 µg/l und in der See-felder 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 gemes-sen. Die Argen war im Durchschnitt von den sechs Zuflüs-sen am höchsten belastet noch vor der SchusZuflüs-sen. Am sau-bersten war die Stockacher Aach, hier konnte nur im Juni ein Wert knapp über der Bestimmungsgrenze von 0,5 µg/l gemessen werden.

(35)

3 Kleine Seen in Baden-Württemberg

3.1 Rohrsee

Der Rohrsee (Abb. 3-1) ist ein 53,8 ha großer, polymik-tischer Alpenvorlandsee. Aufgrund seiner Größe zählt er zu den Seen, die für die Wasserrahmen-Richtlinie gemel-det sind. Er liegt in der Nähe von Bad Wurzach in Ober-schwaben. 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 versi-ckert im Untergrund oder verdunstet von der Oberfläche. Zudem liegt der Rohrsee genau auf der europäischen Was-serscheide. 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 oberirdische Einzugsgebiet des Rohrsees beträgt ca. 7,35 km² und liegt vor allem im Südwesten des Sees (Abb. 3-2, S. 36).

Das Grundwassereinzugsgebiet des Sees deckt sich im Süd-westen im Wesentlichen mit dem oberirdisch abgegrenz-ten EZG, erstreckt sich aber auch noch weiter in den Nor-den (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 Ab-fischen der Karpfen in den 1980er Jahren nahm der Makro-pyhten-Bestand wieder zu, allerdings ist aktuell der Be-stand aus noch bisher ungeklärter Ursache wieder rückläufig.

Abbildung 3-3 (S. 36) zeigt die im Untersuchungsjahr 2014 beprobten Stellen.

Pegel- und Grundwasserstände

Das extrem niederschlagsarme Frühjahr 2014 und eine Hit-zeperiode im Mai/Juni führten dazu, dass der Pegelstand des Rohrsees stark zurückging und erst wieder im Juli eine Abb. 3-1: Blick auf den Rohrsee von Westen (LUBW).

(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).

(37)

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)..

(38)

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 [WuRm 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

(39)

Referenzen

ÄHNLICHE DOKUMENTE

Die Auswirkungen des Klimawandels auf die zukünftige Schneedeckendauer und -ausdehnung wurde im Rahmen des ACRP-Projekts CC-Snow (CC-Snow, 2013 a, b) exemplarisch für die

Da es derzeit keine gesicherten Aussagen über eine Zunahme von Starkregenereignissen gibt (vgl. BMLFUW, 2011), kann auch keine Aussage über eine eventuelle Zunahme

Innerhalb der intakten Blockgletscher kann zwischen aktiven (verbreiteter Permafrost und rezente Bewegung) sowie inaktiven (verbreiteter Permafrost jedoch ohne rezente

Norwegen sowie Teile von Finnland), andererseits konti- nentaleuropäische Regionen mit hoher Anpassungskapa- zität (Frankreich, Deutschland, Dänemark, Niederlande mit Ausnahme

Im Juni 2013 sind etwa auf den Betonplattenabschnitten der A1 sowie auf etlichen Autobahnen in Süddeutschland massive Schäden aufgetreten, die vermutlich auf die sehr

In der benachbarten Schweiz, mit einer ähnlich einzuschät- zenden Risikosituation wie in Österreich (mit Ausnahme von möglichen Störfällen in Kernkraftwerken), kam die „Katarisk –

Bei die- ser Gesamtlänge ist eine Beprobung von flachen Seen schwierig und ab einer Wassertiefe von ≤ 4 m kritisch, weil entweder beim Absetzen des Netzes auf Grund die

[r]