Auswirkungen des Ablassens von Hochwasserrückhaltebecken auf deren Limnochemie und Phytoplankton-Biozönose

Limnologica 31 (2001)239-247 http://www.urbanfischer.de/j ournals/limno

LIMNOLOGICA © by Urban & Fischer Verlag

Institut far Zoologie der Universit~t Hohenheim, Stuttgart, Germany

Auswirkungen des Ablassens von Hochwasserriickhaltebecken auf deren Limnochemie und Phytoplankton-Bioziinose Impact of the Release of Reservoirs on their Limnochemistry and Phytoplankton Biocoenosis SUSANNEMAIER, KLAUS ZINTZ, JURGENBOHMER~PETRASTERK ~¢ HINRICHRAHMANN Mit 5 Abbildungen Key words: Reservoir, reservoir release, limnochemistry, phytoplankton

Abstract Reservoirs have to be released when repairing of the dams is necessary. In 1995, two reservoirs in Baden-WiJrttemberg (Germany) of similar age and volume (Lake Herrenbach near G6ppingen, 1.0 Mio. m ~ and Lake Breitenau near Heilbronn, 2.3 Mio. m 3) were emptied. This allowed the singular possibility to investigate the effects of drainage and refilling on the limnochemistry and the phytoplankton biocoenosis of such artificial lakes. Before the drainage of the reservoirs, both lakes showed phosphorus release from the sediment during summer stagnation. Phosphorus values of Lake Herrenbach were regularly higher than those of Lake Breitenau (Lake Herrenbach 88 ~g/1, Lake Breitenau 33 gg/1). During release, both lakes indicated higher phosphorus and chlorophyll concentrations as well as rising biomasses. Remarkable differences were observed during refilling of the reservoirs: while Lake Herrenbach showed higher transparency and lower phosphorus concentrations, Lake Breitenau progressed towards eutrophication (total phosphorus during summer 1996: Lake Herrenbach 30 ~ag/1,Lake Breitenau 55 ~g/1). One reason for the reaction of Lake Breitenau was the reduced ground drainage during the refilling, which caused an accumulation of nutrients in the hypolimnion. Another reason was the mineralisation of vegetation which covered great parts of the dry lake sediment. The limnological change of Lake Herrenbach was not as clear but could be caused by the restauration of the pre-reservoir which was drainaged and dredged before the emptying of the main reservoir started as well as many other facts which differed Lake Herrenbach from Lake Breitenau.

Einleitung Die Anzahl natiirlich entstandener Stehgew~isser mit einer Mindestfl~iche von mehr als 1 ha Gr6ge wird in der Bundesrepublik Deutschland auf mehr als 5000 gesch~itzt. Hinzu kommen mehrere tausend ktinstliche Gew~isser (verl~131iche Zahlen liegen nur regional vor): Talsperren, Baggerseen, Bergbaurestseen u.a. (LAWA 1998). Zu diesen yore Men-

schen geschaffenen Seen z~hlen auch Hochwasserrfickhaltebecken (HRB) im Dauerstau. Diese rneist talsperrenartig angelegten Seen bedtirfen einer regelm~igigen Wartung der Stauanlage. Zumeist lassen sich diese Arbeiten in angestautern Zustand durchffihren. Aus technischen GNnden wird es allerdings auch in Zukunft irnmer wieder erforderlich sein, solche Seen teilweise oder gar vollstgndig abzulassen. Die Auswirkungen eines solchen Eingriffs auf das anschliegende Flieggew~isser wurden bereits von BAIER et al. (1998, 2000) dokumentiert, wS.hrend t~ber die seeinternen Vorg~inge vor, w~ihrend und nach einer Beckenentleerung bislang nur wenige Ergebnisse vorliegen. In der Teichwirtschaft, wo das Ablassen von Fischgewfissern zur Fischernte seit Jahrhunderten unurng~inglich ist, finden sich in der Literatur nur wenige allgemeine Angaben (SCHAPERCLAUS 1961; MERLA 1965, 1969; BARTHELMES 1970, 1980). Auch KEENLENTZ ~; HAMM (1988) stellten fest, dass zu diesem Themenkomplex gezieltere Untersuchungen offenbar kaum vorliegen. Erst in jiingerer Zeit besch~iftigten sich CLAUSNITZER (1983, 1985), KUNGENBERG & BRUNlCEN(1994) sowie Z~NTZ & POSCHLOD (1996) ausfiihrlicher mit den Auswirkungen, die das Ablassen und zeitweise Trockenlegen yon Fischteichen auf die in der Regel unter 1 ha kleinen Stehgew~isser hat. In Hinblick auf gr6gere Seen ist die Datenbasis offenbar noch defizit~er. So wurden in den letzten Jahren in der Bundesrepublik zwar im Rahmen der Entleerung des ca. 100 Millionen m 3 fassenden Schluchsees irn Schwarzwald biologische Untersuchungen durchgefiJhrt, publiziert sind allerdings nur die Auswirkungen auf die Fischfauna (PLUTA 1993). WILLMITZER (1997, unver6ff.) und PLEWA (1996, unver6ff.) dokumentierten die Entwicklung der Wassergiite wfihrend des Abstaus von Trinkwasser-Talsperren in ThiJringen und 0075-9511/01/31/03-239 $15.00/0

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Sachsen, PLANKE(1997, unver6ff.) versuchte mit Hilfe eines 6kologischen Models die Auswirkungen yon Ab- und Wiederanstau auf die Eutrophierung der Talsperren Ohra und Schmalwasser (ebenfalls in Thtiringen) vorherzusagen. Speziell Auswirkungen von Ablassvorggngen auf den seeinternen Phosphorhaushalt wurden bislang yon MARQUES& BOAVDA (1993) und FABRZ(1988) untersucht. Vor diesem Hintergrund bot sich 1995 in Baden-Wtirttemberg die gtinstige Gelegenheit, die Auswirkungen der Entleerung von zwei vergleichbar grogen HRB (1,0 bzw. 2,3 Mio m ~) zu untersuchen. Die im Grograum Stuttgart und Heilbronn gelegenen HRB mugten im Zuge notwendiger technischer Wartungsarbeiten abgelassen werden. Dies ergffnete die seltene M6glichkeit, die Auswirkungen eines solchen Eingriffs auf die seeinternen limnochemischen Vorg~nge sowie die Phytoplanktonbiozgnose parallel zu untersuchen und somit Vergleiche zu ziehen.

Das Hochwasserrickhaltebecken Herrenbachsee befindet sich im Landkreis G6ppingen und wurde 1977 in Betrieb genommen. Es besitzt bei Normalstau ein Volumen yon 1,0 Mio m 3, ist 20 ha grog, 1,3 km lang, 0,2 km breit und max. 12 m tief. Das etwas grggere Hochwasserr~ckhaltebecken Breitenauer See im Landkreis Heilbronn wurde 1981 in Betrieb genommen. Dieses Gewisser besitzt ein Volumen yon 2,3 Mio m 3, ist 40 ha grog, 1,4 km lang, 0,4 km breit und max. 14 m fief. Beide Seen besitzen eine dem See vorgelagerte Vorsperre sowie einen Tiefenwasserabfluss. Wichtige Unterschiede ergeben sich durch das Einzugsgebiet der Untersuchungsgewisser, dessen Geologie sowie die anthropogene Nutzung: Der Herrenbachsee ist in ein bewaldetes Kerbtal aus Stubensandstein eingebettet und wird als Angelgewisser genutzt. Bis 1996 wurde der See dutch den Zufluss einer 6rtlichen Kliranlage deutlich belastet. Der Breitenauer See hingegen liegt in einer intensiv genutzten Weinbauregion, deren geologischer Untergrund aus Gipskeuper besteht. Im Sommer wird er von Badegisten stark frequentiert. Der Ablass des Herrenbachsees erfolgte in Kombination mit Sanierungsmagnahmen an der Vorsperre in mehreren Phasen (siehe hierzu BAmRet al. 1998, 2000). So wurde im Herbst und Winter 1994 wihrend einer Trockenlegung der Vorsperre

Untersuchungsgewisser Die beiden Untersuchungsgew~sser liegen im mittleren Neckarraum nur etwa 50 km Lnftlinie voneinander entfernt (Abb. 1).

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auch die Hauptsperre auf ca. die Hiilfte ihres Volumens abgesenkt. Anschliel~end wurden beide wieder angestaut. Der vollst~indige Ablass der Hauptsperre erfolgte dann von August bis September 1995, wobei durch den dort vorhandenen Totraum, einer Konstruktion durch die der Grundablass ca. 1 m oberhalb der tiefsten Stelle liegt, ein Rest des gestauten Wassers sowie ein Gro6teil des Schlammes im See verblieb. Mit dem Wiederanstau des Hen'enbachsees wurde im November 1995 begonnen, so dass bis Mai 1996 das Stauziel elIeicht wurde. Anzumerken ist noch, dass im Sommer 1995 die Vorsperre mit Hilfe eines Schwimmbaggers entschlammt wurde. Der Ablass des Breitenauer Sees wurde nach der Herbstzirkulation im Oktober 1995 innerhalb yon drei Wochen vollzogen. Hier fbhrte der fehlende Totraum dazu, dass in der Endphase des Abstaus ein Grol3teil des Seensediments in das nachfolgende Fliel3gew~isser ausgeschwemmt wurde. Mit dem Wiederanstau des Breitenauer Sees wurde erst Mitte Januar 1996 begonnen. Zur schnelleren Beft~llung des Stau-

beckens wurde in dieser Phase der Tiefenablass yon vorher durchschnittlichen 60 1/s auf 5 1/s reduziert. Bedingt durch geringe Niederschl~ige konnte das Stauziel jedoch erst im Frahjahr 1997 erreicht werden. In Abb. 2 sind die einzelnen Phasen des Ab- sowie des nachfolgenden Anstaus der Seen zusammengestellt.

Methoden S~imtlicheProbenahmetermine von 1994 bis 1996 sind in Abb. 2 aufgeftihrt, am Herrenbachsee konnte zus~itzlichauf Voruntersuchungen des Jahres 1992 zurtickgegriffen werden. Die Beprobung der limnochemischen Parameter und des Phytoplanktons erfolgte an der tiefsten Stelle der Seen vertikal in 2-m-Abst~inden yon der Oberfl~iche bis zum Grund. Die Konservierung und Analyse des Phytoplanktons erfolgte nach der Methode von UTERMOHL(1958). Zur Integration i]ber die Gesamtwassers~iule wurden die Phytoplanktonproben des jeweiligen Probe-

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2,0 Abb. 2. Zeitplan der Entleerungen der beiden Hochwasserrt~ckhaltebecken Herrenbachsee (a) und Breitenauer See (b) sowie deren Stauvolumen an den jeweiligen Probenahmeterminen im Zeitraum 1992 bis 1996. Fig. 2. Time course of the reservoir release of Lake Herrenbach (a) and Lake Breitenau (b) and lake volumes between 1992 and 1996.

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1996

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nahmetermins im Labor zu einer zu gleichen Teilen gewichteten Mischprobe vereinigt. Um eine gute Sedimentation des Nano- und Picoplanktons zu erreichen, fanden im Regelfall Verbundkammern mit Volumina von 10 ml Verwendung (KUMMERLIN& BORGI 1989). Zur Berechnung der Biomassen wurden durch Anniihemng an geometrische K6rper ermittelte Biovolumina verwendet (KOMMERLIN,Institut far Seenforschung, Langenargen, unver6ff. Liste 1996). Das limnochemische Untersuchungsprogramm umfasste insgesaint 20 Parameter, die nach DEV (2000) bestimmt wurden. Nachfolgend wird vor allem auf die Trophieleitgr~Sgen Sauerstoff (02), Gesamtphosphor (TP), Chlorophyll a (Chl a) sowie Sichttiefe eingegangen. Um dem unterschiedlichen Stauvolumen der Seen w~ihrend der Ablass- bzw. Wiederanstauphasen gerecht zu werden und zur Vereinfachung der Darstellung, wurden die Parameter Gesamtphosphor und Chlorophyll a zu einem tiber den Gesamtwasserk6rper volumengewichteten Mittelwert umgerechnet. Hierzu wurden die in den jeweiligen Wassertiefen gemessenen Chlorophyll- bzw. PhosphorKonzentration auf das dort vorkommende Volumen bezogen und tiber den Gesamtwasserk6rper integriert. Nach PNfung der Variablen auf Normalverteilung (K-S/Lilliefors-Normalverteilungstest, Shapiro-Wilks W-Test) wurde die Signi-

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Teilabsenkung

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25

Sauerstoff Die Kurven der Sauerstoffgehalte beider Seen (Abb. 3) weisen die Hochwasserrtickhaltebecken als dimiktische Gew~tsser aus, die v o m Sp~itfriihjahr - in der Regel ab der zweiten Maih~ilfte - bis Ende Oktober von etwa 3 bis 4 m Tiefe bis ~iber Grund sauerstofflos sind. Der Ablass des Herrenbachsees ftihrte im September 1995 bei sinkendem Wasserpegel und damit v e r b u n d e n e m geringerem Wasservolumen zu einer u m rund einen Monat verfrtihten herbstlichen Vollzirkulation.

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Limnochemische Untersuchungen

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SN

Abb. 3. Sauerstoffgehalte der beiden Hochwasserrtickhaltebecken Herrenbachsee (a) und Breitenauer See (b), vor, w~ihrend und nach der Beckenentleerung im Zeitraum 1992 bis 1996. Fig. 3. Oxygen concentrations of Lake Herrenbach (a) and Lake Breitenau (b), before, during and after release of the reservoirs.

Zu Beginn des Wiederanstaus traten im M~irz 1996 bei einer maximalen Tiefe von ca. 5 m in beiden Seen unter Eis beachtlich hohe Sauerstoffkonzentrationen bis 25 mg/1 (Herrenbachsee) bzw. 22 mg/1 (Breitenauer See) auf. Danach kam es zu auffallenden Unterschieden zwischen den Seen: der Herrenbachsee wurde erst Mitte August, also gut drei Monate sp~iter als in den Vergleichsjahren vor dem Ablass und unter bereits erreichtem Stauziel (12 m Tiefe) fiber Grund sauerstofflos. Im Breitenauer See hingegen traten bereits Anfang Mai anaerobe Verh~iltnisse fiber Grund auf (zum damaligen Zeitpunkt in einer Tiefe yon 8 m).

Gesamtphosphor (TP) Im Untersuchungsjahr 1994 konnten am Herrenbachsee mit einem Jahresmittelwert yon 59 pg/1 nur geringffigig h6here Gesamtphosphorwerte gemessen werden als am Breitenauer See (Jahresmittelwert 44 pg/1) (p = 0,0057). H6chst signifikante Unterschiede (p = 0,000015) ergaben sich vor dem Ablass der Seen im Frtihjahr und Sommer 1995: hier lag der

Mittelwert des Herrenbachsees mit 88 ~g/1 TP fast dreimal tiber dem im Breitenauer See ermittelten Wert yon 33 ~tg/1. Besonders auffallend waren an beiden Seen die Spitzenwerte w~ihrend der Beckenentleerung bei niedriger werdendem Wasserstand, wobei im Restwasser des Herrenbachsees Spitzenwerte von 227 und 333 pg/1 gemessen wurden. Die hohen Gesamtphosphorwerte traten am Herrenbachsee auch noch zu Beginn des Wiederanstaus auf. Im Sommer 1996 kam es zu einer deutlichen Verfinderung der Situation: w~ihrend am Herrenbachsee mit durchschnittlich 30 pg/1 TP signifikant niedrigere Werte als 1995 gemessen wurden (p = 0,0048) stiegen die des Breitenauer Sees gegentiber dem Vorjahr auf 55 lxg/1 an (p = 0,0028).

Chlorophyll a Uber weite Zeitr~iume korrelieren die gemessenen Chlorophyll-Werte deutlich mit den Phosphorkonzentrationen (Abb. 4). Vor dem Ablass lagen die Sommermittelwerte der beiden Seen (gerechnet von Mai bis September) in einem fihn-

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Abb. 4. Konzentrationen Gesamtphosphor (TP) und Chlorophyll a (Chl a) vor, w~ihrend und nach der Entleerung der beiden RiJckhaltebecken Herrenbachsee (a) und Breitenauer See (b). (Am Herrenbachsee wurden 1992 keine GesamtphosphorKonzentrationen bestimmt.) Fig. 4. Total phosphorus and chlorophyll a before, during and after release of Lake Herrenbach (a) and Lake Breitenau (b). (1992 total phosphorus of Lake Herrenbach failed).

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lichen Bereich: So wurden ft~r den Herrenbachsee in den Untersuchungsjahren 1994/95 Chlorophyll-Werte von 22 bzw. 25 ~g/1 ermittelt, ft~r den Breitenauer See 26 bzw. 18 gg/1. W~ihrend des Ablassvorganges stiegen im Herrenbachsee die Chlorophyllwerte yon 13 pg/1 auf bis zu 175 gg/1 an, w~ihrend es im Breitenauer See zu keinen bemerkenswerten Reaktionen kam. Gravierende Ver~inderungen ergaben sich im Sommer 1996: der Sommermittelwert des Herrenbachsees sank gegent~ber den Vorjahren h6chst signifikant auf 4 lag/1 ab [p = 0,000302 (1994) bzw. p = 0,00078 (1995)]. Die im Breitenauer See gemessenen Werte blieben jedoch mit denen der Vorjahre vergleichbar, so dass sich hier ein hoch signifikanter Unterschied zwischen den beiden Seen ergab (p = 0,0044).

Untersuchungen zur Phytoplanktonbioz6nose Die Phytoplanktonbiomassen des Herrenbachsees lagen vor dem Ablass zwischen 19 und 0,4 rag/l, die des Breitenauer Sees zwischen 14 und 0,7 rag/1. Die mittlere Sichttiefe betrug in beiden Seen ca. 1 m.

25

a) Herrenbachsee Teilabsenkung

Die Beckenentleerung der beiden Seen ging mit einem Biomassenanstieg einher, wobei vor allem im Restwasser des Herrenbachsees Spitzenwerte erreicht wurden. WS.hrend des Wiederanstaus kam es im Frahjahr 1996 in beiden Seen zu einer Algenblt~te unter Eis, die im Herrenbachsee durch die Chlorophycee Chlamydomonas tremulans (SKUJA 1948) und im Breitenauer See durch die Diatomeen Stephanodiscus hantzschii (GRUNOW)und Stephanodiscus parvus (STOERMER & HAKANSSON)hervorgerufen wurden. Auf diese Frahjahrsblt~te folgte im Mai in beiden Seen ein Klarwasserstadium mit Biomassen unter 1 rag/1 und einer Sichttiefe von 6 m. Wfihrend der Herrenbachsee sowohl im August als auch Oktober weitere Stadien mit sehr niedrigen Biomassen (max. 2 rag/l) und Sichttiefen bis zu 6 m aufwies, konnten im Breitenauer See keine weiteren Klarwasserstadien verzeichnet werden (Abb. 5). Der Sommermittelwert der Phytoplanktonbiomasse reduzierte sich nach der Beckenentleerung des Herrenbachsees von 9,7 rag/1 (1995) auf 3,8 mg/l (1996). Demgegentiber stieg der Biomassen-Sommermittelwert des Breitenauer Sees yon 5,9 mg/l (1995) auf 10,3 rag/1 (1996) an,

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Abb. 5. Phytoplanktonbiomasse sowie Sichttiefe vor, w~hrend und nach der Entleerung der beiden Rttckhaltebecken Herrenbachsee (a) und Breitenauer See (b). Fig. g. Phytoplankton-biomass and limit of visibility before, during and after reservoir release of Lake Herrenbach (a) and Lake Breitenau (b).

also ann~ihernd auf das Doppelte. Weitere Unterschiede ergaben sich hinsichtlich der Artenzusammensetzung: W~ihrend die Phytoplankton-Sommercoenose des Herrenbachsees 1995 bis zu 80% durch die Cyanophycee Coelosphaerium kuetzingianum (NAGELI 1849) dominiert wurde, blieb diese Art nach dem Wiederanstau 1996 vollst~indig aus und wurde durch wechselnde Anteile von Diatomeen- und Chlorophyceen-Arten ersetzt. Die Dominanzstruktur des Breitenauer Sees ~nderte sich nur wenig, sieht man von einem um etwa zwei Monate verz6gerten Auftreten der dominierenden Cyanophyceen Merismopedia tenuissima (LEMMERMANN1898) sowie Microcystis incerta (LEMMERMANN1907) ab. Auff~illig war jedoch ein verstfirktes Vorkommen der gr6geren und vor allem mobilen Euglenophyceen Phacus tortus (LEMMERMANN)und Phacus triqueter (EHRENBERG)sowie der Cryptophycee Cryptomonas rostratiformis (SKuJA) w~ihrend des Wiederanstaus.

Diskussion und Wertung Wie bereits erw~ihnt, existieren bislang kaum Erkenntnisse tiber die Auswirkungen des Ablassens eines Stehgew~issers auf die seeinternen Vorg~inge. In noch stSxkerem Mage trifft diese Aussage auf Seen der hier untersuchten Gr6genordnung zu. Wfihrend GERGEL• KRATOCHVIL(1984), KLINGENBERG& BRUNKEN(1994) sowie ZlNTZ & POSCHLOD(1996) Fischteiche bearbeiteten, besch~iftigten sich PLEWA(1996, unver6ff.) und WILLMITZER(1997, unverOff.) mit den deutlich gr6geren Trinkwasser-Talsperren Ohra (Thtiringen), Bautzen und Neunzehnhain (Sachsen), wobei hier im wesentlichen die w~ihrend des Ablassens auftretenden Effekte in der Talsperre selbst sowie in den unterhalb gelegenen Flieggew~issern untersucht wurden. PLANKE (1997, unver6ff.) versuchte mit dem Modell SALMO (Simulation by an Analytical Lake Model) die Auswirkungen von Ab- und Wiederanstau der Talsperren Ohra und Schmalwasser (ebenfalls Thiiringen) auf den Trophiegrad vorherzusagen, stellte dabei aber fest, dass mit den simulierten Scenarien bei sehr niedrigen Wasserst~inden und beim Wiedereinstau einer Talsperre eine Einschfitzung nur sehr grob erfolgen kann. MARQUES& BOAVlDA (1993) schlieBlich befassten sich an dem wesentlich gr6geren mesotrophen Maranhao-Reservoir (Portugal) vor allem mit dem Phosphorkreislauf. Zweifellos spielt der Phosphor als wichtigster N~ihrstoff eine Schltisselrolle im Ablassgeschehen. Nimmt er zu - etwa durch die Aufwirbelung yon Sediment oder die Einmischung yon n~hrstoffhaltigem Tiefenwasser in Oberflfichenschichten durch den sinkenden Wasserspiegel - dann kann dies zu einem Eutrophierungsschub und in der Folge zu einem verst~irkten Phytoplanktonwachstum und damit zu einer erh6hten Sauerstoffzehrung im verbleibenden Restsee oder w~hrend des Wiederanstaus ftihren. In vorliegender Untersuchung wurde an beiden Rfickhaltebecken beobachtet, dass es im Verlauf der Beckenentlee-

rung zu h6heren Gesamtphosphorwerten kam. Es liegt die Vermutung nahe, dass vor allem zu Beginn des Ablassvorganges Sediment aufgewirbelt und dabei Phosphor frei verftigbar wurde. Diese Erfahrung wurde auch wfihrend des Abstaus der Talsperren Bautzen und Neunzehnhain (Sachsen) gemacht, wobei kurz vor der endgiiltigen Entleerung durch eine Entw~isserung des Sediments sowie die Aufwirbelung von Bodenpartikeln w~ihrend des Abfischens besonders hohe Werte registriert wurden. Am Herrenbachsee, dessen Ablass relativ langsam fiber zwei Monate hinweg vollzogen wurde, resultierte daraus auch ein Anstieg des Chlorophylls und der Phytoplankton-Biomasse im Restwasser. Am Breitenauer See hingegen konnten sich w~ihrend der schnellen Beckenentleerung, die im Zeitraum yon drei Wochen durchgefiihrt wurde, trotz erh6hter Phosphorwerte keine Algenbliite ausbilden. Im Jahr nach dem Ablassen ver~inderte sich an beiden Seen die trophische Situation: W~ihrend am Breitenauer See deutlich h6here Gesamtphosphorwerte als in den Vorjahren gemessen wurden, lagen zwar die des Herrenbachsees zu Beginn des Wiederanstaus noch deutlich h6her als im Breitenauer See, fielen dann aber im Laufe des Sommers erheblich unter dessen Niveau ab. In der Gesamtschau wirkte sich somit die Beckenentleerung des Herrenbachsees eher positiv auf den Phosphorhaushalt aus, w~ihrend es am Breitenauer See zu einer Verschlechterung der Situation kam. Eine mit dem Breitenauer See vergleichbare Reaktion stellten MARQUES& BOAVlDA (1993) im Maranhao-Reservoir fest: Dort kam es ebenfalls w~thrend des Ablassvorgangs zuerst zu einer starken Zunahme des Phosphors, im Zuge des Wiederanstaus des Gew~issers sanken diese Werte jedoch wieder ab, blieben aber auf einem deutlich h6heren Niveau, wodurch sich der trophische Status des Reservoirs deutlich verschlechterte. Auch ZlNTZ& POSCHLOD(1996) stellten fest, dass sich in Fischweihern, die nach mehrj~ihrigem Dauerstau erstmalig wieder abgelassen worden waren, die Phosphorwerte im Jahr nach dem Ablassen teilweise stark erh6hten. Die Hauptursache fiir die starke Zunahme des Phosphors im Breitenauer See diirfte ein reduzierter Tiefenablass w~ihrend der Wiederanstauphase gewesen sein. Um den als Freizeitgew~isser genutzten See m6glichst rasch wieder auf sein normales Volumen zu fiillen wurde der Abfluss von normalerweise 60 1/s auf 5 1/s verringert. Dies ftihrte w~ihrend der Sommerstagnation zu einer, im Vergleich zu den Vorjahren, doppelt so hohen Anreicherung von Phosphor im anaeroben Hypolimnion. Hinzu kam, dass sich im Breitenauer See auf dem trocken liegenden Sediment des Stauraumes im Friihjahr 1996 eine dichte Vegetationsdecke ausbildete, was zu einer Mineralisation der Pflanzenbiomasse w~ihrend des Wiederanstaus und damit zu einer h6heren Sauerstoffzehrung ftihrte. Da die N~ihrstoffe im Hypolimnion w~ihrend der Sommerstagnation nicht unmittelbar fiir das Phytoplankton zur Verfiigung standen, kam es trotz der h6heren Phosphorwerte nur zu einem eher m~iBigen Anstieg von Chlorophyll a und Biomasse. Allerdings konnte eine Zunahme der grogen Phacus- und auch C~'ptomonas-Arten festgestellt werden. Dies Limnologica 31 (2001) 3

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l~isst darauf schliegen, dass vor allem grOf3ere und mobile Formen optimale Verh~iltnisse im nS_hrstoffreichen Tiefenwasser vorfanden. Der Herrenbachsee befand sich im Sommer 1996 aufgrund seines geringeren Volumens und des frtiheren Wiederanstaus bereits wieder im Vollstau und damit unter normalem Abflussregime. Obwohl die Phosphorwerte im Herrenbachsee zu Beginn des Wiederanstaus noch wesentlich h6her lagen als im Breitenauer See, sanken sie im Sommer deutlich unter dessen Niveau und waren dann niedriger als in den Vergleichsjahren vor dem Ablass. Hier ist anzumerken, dass die 1995 ermittelten Phosphorwerte des Herrenbachsees sicherlich durch die Sanierung der Vorsperre mit beeinflusst wurden. So kam es w~ihrend der Entschlammung der Vorsperre zu einem Sediment- und damit Phosphoreintrag in die Hauptsperre, was wiederum ein verstfirktes Wachstum der Cyanophycee Coelosphaerium kuetzingianum zur Folge hatte. Als weitere Zeichen ftir eine Verbesserung der trophischen Situation nach dem Ablass des Hen'enbachsees k6nnen jedoch zus~itzlich eine Verminderung des Chlorophylls sowie eine deutliche Verbesserung der Sichttiefe, was sich vor allem dutch die drei vorher nie beobachteten Klarwasserstadien ~iugerte, gewertet werden. Die Grtinde ffir diese Entwicklung konnten nicht eindeutig gekl~irt werden. EventuelI zeigte die Saniemng der Vorsperre erste Erfolge, so dass diese nach der erfolgten Entschlammung ihre Funktion als Sediment- und Phosphorfalle wieder erftillen konnte. Allerdings konnten hierfiir keine eindeutigen Belege gefunden werden. Zus~itzlich k6nnte es w~ihrend des Trockenliegens der Hauptsperre zu einer Aerobisierung des Sediments gekommen sein (siehe KUCKLENTZ & HAMM 1988; ZtNTZ & POSCHLOD 1996), was am Herrenbachsee durch die 1994 stattgefundenen Teilabsenkungen und die deutlich langsamere Beckenentleerung eventuell besser greifen konnte als am Breitenauer See. Ausserdem bildete sich auf dem trockenliegenden Sediment des Herrenbachsees kaum Vegetation aus, so dass kein zus~itzlicher N~hrstoffeintrag erfolgte. UngeklSxt bleibt, welche Rolle der Totraum des Herrenbachsees spielte, der dazu fiihrte, dass ein Grol3teil des Seensediments im Stauraum verblieb. SILVAet al. (1997) untersuchten die Auswirkungen einer teilweisen Sedimententfernung nach einer Trockenlegung des Bracas See in Portugal, hierftir wurde die eine H~ilfte des Sees entschlammt, w~ihrend man die andere Hfilfte unbertihrt lies. Nach dem Wiederanstau kam es in der ausgebaggerten Zone zu einer deutlichen ErhOhung der Sichttiefe sowie zu einer Verminderung des Phosphors. Dies wtirde den am Herrenbachsee und Breitenauer See gewonnehen Erkenntnissen widersprechen, denn im Herrenbachsee verblieb ein GroBteil des Sediments im See u n d e s kam dennoch zu einer Verbesserung der Sichttiefe, wfihrend im Breitenauer See so gut wie kein Sediment verblieb und sich die Sichttiefe nicht verbesserte. Schliel31ich spielt aber auch das Zufallsprinzip eine grof3e Rolle in der individuellen j~ihrlichen Entwicklung von Seen. So stellten ZINTZ & POSCnLOD (1996) beim Ablassen von 246

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Fischweihern fest, dass Teiche, die nach mehrj~ihrigem kontinuierlichen Anstau erstmalig abgelassen wurden, sowohl im Hinblick auf die Entwicklung der limnochemischen Verh~iltnisse als auch der Planktoncoenose stark in ihrem Gleichgewicht gest/Srt wurden und sich im Jahr nach dem Wiederanstau v611ig unterschiedlich entwickeln konnten. Im Hinblick auf die methodische Untersuchung yon Ablassvorg~ingen ist abschliegend noch anzumerken, dass die allgemein tibliche Probenahme des Phytoplanktons tiber die Gesamtwassers~iule bei ktinstlichen Stehgew~issern mit wechselnden Pegelst~nden ungeeignet ist. Dutch das sich stets ver~indernde Stauvolumen w~ihrend der Ablass- bzw. Wiederanstauphase kommt es in den vorschriftsm~igig gezogenen Mischproben zu wechselnden Verh~iltnissen aus Probeteilen, die aus euphotischen und aphotischen Zonen stammen. Da die Planktonverh~iltnisse in der gesamten Wassers~iule w~ihrend des Ablassens von Interesse sind, kommt eine ausschlief31iche Beprobung des Epilimnions nicht in Betracht. Um der Entwicklung w~hrend der Entleerungs- und Ftillungsphasen Rechnung zu tragen, sollte deshalb einer volumengewichteten Beprobung des Planktons fiber die Gesamtwassers~iule der Vorzug gegeben werden. Allerdings mtissen hierft~r die unterschiedlichen Volumenanteile bei dem zum Zeitpunkt der Probenahme herrschenden Ffillungszustand des Gew~issers bekannt sein. Diese Zusammenh~inge wurden leider erst im Laufe des Projekts erkannt, so dass die Biomassen auch im vorliegenden Fall noch - wie allgemein fiblich - aus Mischproben fiber die Gesamtwassers~iule bestimmt wurden.

Zusammenfassung Im Dauerstau befindliche Hochwasserrticldaaltebecken mtissen vou Zeit zu Zeit wegen notwendiger Unterhaltungsmaf3nahmen an den Staubauwerken abgelassen werden. Die Entleerung und der nachfolgende Wiederanstau zweier vergleichbar gro3er und tiefer sowie etwa gleich alter Rtickhaltebecken Jm Grol3raum Stuttgart (Herrenbachsee bei G6ppingen, 1,0 Mio m3; Breitenauer See bei Heilbronn, 2,3 Mio m 3) bot die seltene Gelegenheit, die bisher kaum bekannten Auswirkungen solcher Magnahmen auf die limnochemischen Eigenschaften der betroffenen Stehgew~isser und ihre Planktonbioz6nose vergleichend zu untersuchen. In beiden Gew~issern traten vor der Entleerung in den Sommermonaten regelm~if3ig Phosphorrtickl6sungsprozesse im anaeroben Hypolimnion auf, wobei die Phosphorwerte des Herrenbachsees prinzipiell tiber denen des Breitenauer Sees lagen. Im Zuge der Beckenentleerung kam es in beiden Seen zu einer Erh6hung der Werte far Phosphor, Chlorophyll a und Phytoplanktonbiomassen. Bemerkenswerte Unterschiede ergaben sich beim Wiederanstau der RiJckhaltebecken: W~ihrend es im Herrenbachsee zu deutlich h/Sheren Sichttiefen, einer um 3 Monate verzeigerten Anaerobie im Hypolimnion und daraus resultierenden deutlich niedrigeren Phosphorkonzentrationen kam, verschlechterte sich der trophische Zustand des Breitenauer Sees deutlich. Die wichtigste Ursache ffir diese Entwicklung dtirfte der fehlende Abzug yon n~ihrstoffreichem Tiefenwasser w~ihrend der Wiederanstauphase sowie die Mineralisation

einer dichten Vegetationsdecke, die sich auf dem Sediment des Stauraums des Breitenauer Sees gebildet hatte, gewesen sein. Daneben dtirften auch noch unterschiedliche Gegebenheiten im Einzugsgebiet, die Ausbaggerung der Vorsperre am Herrenbachsee sowie das stets gegebene Zufallsprinzip bei der Phytoplankton-Besiedlung neu oder wieder angestauter Seen eine Rolle gespielt haben.

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Received: May 2, 2000 Accepted: April 4, 2001

Anschrift der Verfasser: Dipl.-BioI. SUSANNEMAIER,Dr. KLAUS ZINTZ, Priv. Doz. Dr. J~3RGENBOHMER, Dipl.-Biol. PETRA STERK, Prof. Dr. HINRICHRAHMANN,Institut far Zoologie der Universit~it Hohenheim, Garbenstr. 30, D - 70593 Stuttgart, Deutschland; e-mail: smaier @unihohenheim.de

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