WASSERGÜTEBERICHT 2019
ÜTE G BE R R E I S C
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2019
Wahnbachtalsperrenverband Für die Region Bonn/Rhein-Sieg/Ahr INHALT
VORWORT 2. GEWÄSSERUNTERSUCHUNGEN IN DEN EINZUGSGEBIETEN Grußwort der Geschäftsführung 5
2.1 Wahnbachtalsperre 37 2.1.1 Phosphor 37 1. WAHNBACHTALSPERRE 2.1.2 Nitrat 39 1.1 Limnologie 6 2.1.3 Wirkstoffe aus Pflanzenschutzmitteln 40 1.1.1 Einleitung 6 2.1.4 Arzneimittel und Tierarzneimittel 44 1.1.2 Untersuchungsprogramm, Material und Methoden 6 2.1.5 Spurenstoffe 46 1.1.3 Hydrologie der Talsperre 9
1.1.4 Temperaturverteilung und Schichtung 10 1.1.5 Sauerstoffverteilung und Manganfreisetzung 11 1.1.6 Nährstoffe 13 2.2 Grundwassergewinnung Untere Sieg 50 1.1.7 Trübung und Sichttiefe 15 2.2.1 Gewässer und Rohwassergüte 50 1.1.8 Chlorophyll a 17 2.2.2 Mikrobiologie 51 1.1.9 Trophiestatus der Wahnbachtalsperre 19 2.2.3 Nitrat 51 1.1.10 Plankton 21 2.2.4 Wirkstoffe aus Pflanzenschutzmitteln 54 2.2.5 Arzneimittel und Tierarzneimittel 57
2.2.6 Spurenstoffe 58 1.2 Fischereimanagement 26 1.2.1 Hegebefischungen 26 1.2.2 Untersuchungen des Fischbestandes 27 1.2.3 Besatz- und weitere Bewirtschaftungsmaßnahmen 28 2.3 Grundwassergewinnung Hennefer Siegbogen 62 1.2.4 Schlussfolgerungen 28 2.3.1 Gewässer und Rohwassergüte 63 2.3.2 Mikrobiologie 63 2.3.3 Nitrat 65 1.3 Gewässer und Rohwassergüte 29 2.3.4 Wirkstoffe aus Pflanzenschutzmitteln 65 1.3.1 Zuläufe 29 2.3.5 Arzneimittel und Tierarzneimittel 67 1.3.2 Talsperre Rohwasser 32 2.3.6 Spurenstoffe 68
WASSERGÜTEBERICHT 2019
2. GEWÄSSERUNTERSUCHUNGEN 3. WASSERWIRTSCHAFTLICHE SITUATION IN DEN EINZUGSGEBIETEN
3.1 Niederschlag im Einzugsgebiet 71 2.1 Wahnbachtalsperre 37 3.1.1 Zufluss zum Stausee 72 2.1.1 Phosphor 37 3.1.2 Talsperreninhalt 73 2.1.2 Nitrat 39 2.1.3 Wirkstoffe aus Pflanzenschutzmitteln 40 2.1.4 Arzneimittel und Tierarzneimittel 44 2.1.5 Spurenstoffe 46 3.2 Trinkwasserproduktion 74 3.2.1 Ressourcennutzung 74
3.2.2 Trinkwasserabgabemengen 75 3.2.3 Trinkwasserbeschaffenheit 77 2.2 Grundwassergewinnung Untere Sieg 50 2.2.1 Gewässer und Rohwassergüte 50 2.2.2 Mikrobiologie 51 2.2.3 Nitrat 51 3.3 Mikrobiologische Beschaffenheit des Trinkwassers 78 2.2.4 Wirkstoffe aus Pflanzenschutzmitteln 54 3.3.1 Trinkwasseraufbereitungsanlage Siegelsknippen 79 2.2.5 Arzneimittel und Tierarzneimittel 57 3.3.2 Trinkwasseraufbereitungsanlage Meindorf 80 2.2.6 Spurenstoffe 58 3.3.3 Versorgungsnetz 81 3.3.4 Sonder- oder Zusatzuntersuchungen 83
- Liter-Proben am Ausgang Hochbehälter Siegelsknippen 83 2.3 Grundwassergewinnung Hennefer Siegbogen 62 - Spül- und Untersuchungsprogramm DN 1600-Leitung 2.3.1 Gewässer und Rohwassergüte 63 (zwischen Ausgang Mischer SN1 und Ausgang Hochbehälter SN3) 83 2.3.2 Mikrobiologie 63 2.3.3 Nitrat 65 - Sedimentuntersuchungen im Hochbehälter Siegelsknippen sowie in 2.3.4 Wirkstoffe aus Pflanzenschutzmitteln 65 den Hochbehältern im Versorgungsnetz (Reinigungsperiode 2019/2020) 83 2.3.5 Arzneimittel und Tierarzneimittel 67 - Sonderuntersuchung „Anreicherungsproben mit dem System MicroSens“ 2.3.6 Spurenstoffe 68 in Zusammenarbeit mit dem TZW Karlsruhe (Außenstelle Dresden) 84
4. ANHANG Trophietabelle der Wahnbachtalsperre von 1964-2019 88
3 4 Luftbild der Phosphoreliminierungsanlage (PEA) VORWORT WTV-GESCHÄFTSFÜHRERIN
Mit dem Wassergütebericht für das Jahr 2018 legte Die hier dokumentierten Untersuchungsergebnis- der Wahnbachtalsperrenverband (WTV) dem Kura- se zeigen, dass die Mitarbeiter des Verbandes eine torium zur Überwachung der Trinkwasserqualität ständige Optimierung der Aufbereitungsprozesse beim Wahnbachtalsperrenverband letztmalig eine anstreben und bei Auffälligkeiten in den Einzugs- Dokumentation und Auswertung des Monitorings gebieten, den Trinkwasserverteilungsanlagen und in seinen Wassereinzugsgebieten, dem Wahnbach- dem WTV-Verteilungsnetz sowie in den nachfol- stausee, den Trinkwasseraufbereitungsanlagen genden örtlichen Verteilungsnetzen unseres Ver- und dem Trinkwasserverteilungsnetz vor. sorgungsgebietes in der Region Bonn/Rhein-Sieg/ Das Kuratorium, dem unabhängige Wasserfach- Ahr, schnell mögliche Ursachen ermitteln und ge- leute aus verschiedenen Spezialgebieten, Vertreter gebenenfalls weitere Maßnahmen ergreifen kön- der Bürgerinitiative „PRO Wahnbachtalsperre“, die nen, um Qualitätsgefahren abzuweisen. sich im Jahr 2004 im Zuge der Vergabe der Be- triebsführung des WTV an die Stadtwerke Bonn Neben zahlreichen eigenen Untersuchungen wer- gegründet hatte, Vertreter der WTV-Verbands- den regelmäßig chemische und mikrobiologische versammlung sowie die WTV-Geschäftsführung Untersuchungen bei unabhängigen Dritten in Auf- angehörten, wachte als unabhängiges Kontroll- trag gegeben. Um dauerhaft den Stand von Wis- gremium über die Sicherung der hohen Trink- senschaft und Forschung zu kennen, ist der WTV wasserqualität. Diese Aufgabe übernimmt nun ein an Untersuchungs- und Forschungsvorhaben an neu gegründeter Fachbeirat, der sich aus Fachleu- verschiedenen Einrichtungen des Wasserfachs ten des wasserwirtschaftlichen Bereichs und der beteiligt und hat zum Mai 2020 eine Stabstelle Wasserversorgung sowie Vertretern der Fachab- Forschung eingerichtet, um sich in Zukunft noch teilungen des WTV und dessen Geschäftsführung intensiver und aktiver einzubringen. zusammensetzt. Aufgrund der Corona-Pandemie und der damit Ziel ist es, auch weiterhin eine Trinkwasserversorgung verbundenen strengen Auflagen konnten sich die der Region Bonn/Rhein-Sieg/Ahr mit qualitativ hoch- Mitglieder des Beirats aber noch nicht persönlich wertigem Trinkwasser jederzeit zu garantieren. zur konstituierenden Sitzung treffen. Angedacht ist daher, dies in naher Zukunft per Videoschaltung zu ersetzen. Der Wassergütebericht soll aber nicht nur dazu dienen, einem Kontrollorgan die Güte und die hohen Qualitätsstandards des vom WTV gelieferten Trinkwassers sowie die erforderliche Qualität des Rohwassers nachzuweisen, sondern gleichzeitig zu verdeutlichen, welch hohen Anteil LUDGERA DECKING jeder einzelne WTV-Mitarbeiter daran hat.
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1 WAHNBACHTALSPERRE
1.1 LIMNOLOGIE
1.1.1 EINLEITUNG
Der vorliegende Bericht ist eine Zusammenstellung und Bewertung Der trophische Zustand des Gewässers wird von dem Eintrag aus der Daten, die im Rahmen der limnologischen Überwachung des dem Einzugsgebiet, der Wirkung der Vorsperre und der Elimina- Wahnbachstausees zur Sicherung der Rohwasserqualität für die tionsleistung der Phosphoreliminierungsanlage (PEA) bestimmt. Im Trinkwasseraufbereitung im Jahr 2019 erhoben wurden. Vordergrund des Berichtes steht allerdings der Stausee selbst. Der limnologische Zustand der Talsperre wird anhand verschiedener physikalischer, chemischer und biologischer Parameter dargestellt.
1.1.2 UNTERSUCHUNGSPROGRAMM, MATERIAL UND METHODEN
Eine ausführliche Beschreibung des Untersuchungsprogramms, der güteberichten 2006 bis 2009 enthalten und wird im Folgenden nur Probenahme sowie der Untersuchungsmethoden ist in den Wasser- noch in verkürzter Form dargestellt.
Messboje Wöchentlich Wöchentlich Monatlich Sondenmessungen Probenahme/ Tiefenschnitt • Multiparametersonde Untersuchungsparameter (Entnahmetiefen für den Tiefenschnitt Sea & Sun CTD90M siehe Tabelle 2) • bbe Fluoroprobe
A an allen Bojen: Sichttiefe Chemische Parameter Trübung Integr. Mischprobe 0-10 m (siehe Tabelle 3) Temperatur, Sauerstoff, pH, (Chlorophyll a, Gesamt-P) Phytoplankton / Zooplankton el. Leitfähigkeit Integrierende Mischprobe Euphotische Zone (Chlorophyll a, Phytoplankton) an den Bojen A, C und E: B Sichttiefe Chlorophyll a C (Algen-Fluoreszenz) Sichttiefe Vertikalverteilung von D Sichttiefe Planktothrix rubescens E Sichttiefe Chemische Parameter Integrierende Mischprobe 0–10 m Phytoplankton/Zooplankton (Chlorophyll a, Gesamt-P)
F Sichttiefe
G Sichttiefe
H Sichttiefe Chemische Parameter Phytoplankton/Zooplankton (Mischprobe)
Z Sichttiefe
Tabelle 1 Untersuchungsprogramm für die Wahnbachtalsperre. Die Lage der Probestellen ist Abbildung 1 zu entnehmen. Im Fall von Hochwassersituationen werden die Häufigkeiten von Messungen (Trübung, Sichttiefe) gegebenenfalls intensiviert. 6 VORBECKEN Abbildung 1 Vor- und Hauptbecken der Wahnbach- talsperre und die Probenahmestellen (Messbojen A-H). PEA
A–H=Messbojen PEA= Phosphoreliminierungsanlage
Boje A 0 m 2 m 6 m 10 m 15 m 20 m 30 m 40 m 50 cm Direkt über über Grund Grund
Boje E 0 m 2 m 6 m 10 m Wenn 50 cm direkt Tiefe über über mögl. Grund Grund
Boje H 0 m 2 m Wenn 50 cm Direkt Tiefe über über mögl. Grund Grund
Tabelle 2 Entnahmetiefen für die monatliche Beprobung („Tiefenschnitt“) an den 3 Probenahmestellen im Wahnbachstausee. 7 01
Tabelle 3 gibt eine Übersicht über die für diesen Bericht ausgewählten Parameter und Methoden. Die Messwerte der che- mischen Parameter wurden mindestens monatlich aus den Tiefenschnittproben bestimmt oder durch Differenzbildung aus anderen Messergebnissen errechnet.
Parameter Einheit Methode Gerät Verfahren
Silizium mg/l Atomemissionsspektroskopie ICP DIN EN ISO 11885-E22
Ortho-Phosphat µg/l Photometrisch CFA EN ISO 15681 D46 (SRP soluble reactive phosphorus)
Gesamtphosphat µg/l Photometrisch nach Aufschluss CFA EN ISO 15681 D46
Nitrat-N mg/l Photometrisch nach Reduktion CFA EN ISO 13395 D28 mit Hydraziniumsulfat
Nitrit-N µg/l Photometrisch CFA EN ISO 13395 D28
Ammonium-N µg/l Photometrisch CFA DIN EN ISO 11732-E23
SON µg/l Wärmeleitfähigkeitsmess- C/N-Analyser (suspended organic nitrogen) zelle für N nach Filtration über LECO Glasfaserfilter (Whatman C) und Verbrennung
Gelöstes Mangan µg/l Atomemissionsspektroskopie ICP DIN EN ISO 11885-E22
Säurelösliches Mangan µg/l Differenz aus Gesamtmangan - ICP DIN EN ISO 11885-E22 gelöstem Mangan
Gelöstes Eisen µg/l Atomemissionsspektroskopie ICP DIN EN ISO 11885-E22
Chlorid mg/l Elektrometrisch Titro-prozessor DIN 38405 D1-3
Sulfat mg/l ICP DIN EN ISO 11885-E22
TOC (total organic carbon) mg/l nach Ansäuern mit HCl TOC-Analysator DIN EN 1484 H3 Dimatoc 100
Tabelle 3 Chemische Parameter und Messmethoden
Parameter Methode
Chlorophyll a HPLC (modifiziert nach Hoyer & Clasen 1983), Extraktion mit Methanol
Phytoplankton Utermöhl-Methode, 10 ml Teilprobe Planktothrix rubescens / fädige Blaualgen: Membranfiltration, Auszählung der Trichome/10 m. Dabei entspricht eine „Fadeneinheit“ einer Trichomlänge von 450 µm)
Zooplankton Utermöhl-Methode, Auszählung Gesamtprobe
Tabelle 4 Biologische Untersuchungen und Methoden 8 1.1.3 HYDROLOGIE DER TALSPERRE
Das Vorjahr (2018) war geprägt durch eine außerordentliche Tro- Abweichend vom Vorjahr setzten bereits im Oktober 2019 wieder ckenheit und einen daraus resultierenden geringen Zufluss zur Tal- stärkere Niederschläge ein, die zu einem verstärkten Zufluss zur Tal- sperre. Diese Trockenphase und der geringe Zufluss hielten auch sperre und Anstieg des Stauseeinhaltes führten (siehe Abbildung 2, zu Beginn des Wasserwirtschaftsjahres 2019 noch an. Abbildung 3). Erst im Dezember 2018 setzten stärkere und damit abflussbildende Den Jahreshöchststand im Wasserwirtschaftsjahr 2019 hatte der Niederschläge ein. In den Monaten Januar bis März 2019 stieg das Stauseeinhalt Ende März 2019 mit 36,6 Millionen Kubikmeter, den Stauvolumen auf 36,6 Millionen Kubikmeter, dies entsprach 90 Pro- tiefsten Stand Anfang Dezember 2018 mit 23,1 Millionen Kubikmeter. zent Füllstand, an. Im Verlauf des Jahres 2019 fielen mehr Nieder- Daraus ergab sich eine maximale Stauspiegelschwankung von 8 m. schläge als im Vorjahr, trotzdem trugen diese vermutlich aufgrund der Bodentrockenheit nur zum Teil zum Zufluss in die Talsperre bei. In den Monaten Januar und März 2019 gab es zwei Überlauf- Der Füllstand blieb unterhalb der Werte des Vorjahres und sank bis ereignisse der Vorsperre mit 0,76 beziehungsweise 1,57 Millionen Oktober auf 65 Prozent ab. Kubikmeter.
Abbildung 2 Stauseeinhalt Wahnbachtalsperre 2019. Die Vergleichswerte aus dem Jahr 2018 sind durch die rote Kurve, das langjährige Mittel ist durch die gepunktete Linie markiert.
Abbildung 3 Zulauf zur Talsperre (Wahnbach und Wendbach) und Überlaufereignisse aus der Vorsperre im Jahr 2019.
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1.1.4 TEMPERATURVERTEILUNG UND SCHICHTUNG
Die Temperaturverteilung und die daraus resultierenden Schich- den Jahren 1990 bis 2000 in der Zeit Mitte April bis Mitte Mai ein, hat tungsverhältnisse sind in Abbildung 4 dargestellt. sich die Startphase tendenziell Richtung Anfang April bis Mitte April Der Wahnbachstausee ist mit einer maximalen Tiefe von 46 m bei verschoben. Diese Entwickung kann auch bei anderen Talsperren Vollstau und einer mittleren Tiefe von 21 m im staudammnahen beobachtet werden und wird als eine Folge der Klimaveränderungen Becken (Bereich der Messbojen A – C) während der Sommermo- interpretiert. Als Folge einer länger andauernden Sommerstagnation nate thermisch stabil geschichtet. Die Ausbildung der thermischen werden Änderungen in der Planktongemeinschaft mit einem Trend Schichtung führt dazu, dass im Sommer eine Warmwasserschicht, zu einer Zunahme der Blaualgen, verstärkte Sauerstoffzehrung eben- das Epilimnion, über dem kalten Tiefenwasser, dem Hypolimnion, so diskutiert wie mengenwirtschaftliche Probleme wie zum Beispiel lagert. Beide Schichten sind durch eine Lamelle mit einem steilen eine Erschöpfung des Hypolimnionvolumens (Willmitzer et al. 2015). Temperaturgradienten, der Sprungschicht (Metalimnion) getrennt. Im Jahr 2019 setzte die Erwärmung des Oberflächenwassers Ende Auch das Jahr 2019 war durch Perioden mit außergewöhnlich ho- März ein. Die Temperatur an der Oberfläche erreichte Anfang April hen Lufttemperaturen gekennzeichnet. Diese „Hitzeperioden“ mit 10°C und markierte damit den Beginn der Sommerstagnation, also Lufttemperaturen deutlich > 30 °C führten zu einer Erwärmung des der stabilen thermischen Schichtung des Gewässers. In Abbildung Oberflächenwassers auf bis zu 25 °C bereits im Juni. In den Monaten 5 ist erkennbar, dass sich etwa seit dem Jahrtausendwechsel der Juni bis August sind zwischen den „Wärmephasen“ kurze Abküh- Beginn der Sommerstagnation nach vorne verlagert, also zu einem lungsphasen erkennbar, bei denen die Wassertemperaturen an der früheren Zeitpunkt im Jahr beginnt. Setzte die Sommerstagnation in Oberfläche um 2 bis 3 °C abnahmen.
Abbildung 4 Isothermen im Wahnbachstausee, basierend auf den wöchentlichen Sondenmessungen an Messboje A im Jahr 2019
10 1.1.5 SAUERSTOFFVERTEILUNG UND MANGANFREISETZUNG
SAUERSTOFF
Die Sauerstoffverhältnisse im Stausee wurden von den Schichtungs- produktion in Tiefen > 10 m bis 20 m. Dies wurde vor allem durch verhältnissen sowie der biologischen Produktion beziehungsweise die saisonale Populationsentwicklung und Vertikalverteilung von den Abbauprozessen bestimmt. Planktothrix rubescens beeinflusst (siehe auch 1.1.10.1 Phytoplank- Die Frühjahrsentwicklung des Phytoplanktons setzte im Februar mit ton). Die Blaualge schichtete sich zunächst relativ tief (20 bis 25 m) einer Zunahme der Kieselalgen ein, blieb aber auf einem insgesamt im Stausee ein und stieg dann in den Sommermonaten in Tiefen von niedrigen Niveau. Bereits in dieser Phase war Planktothrix rubescens 10 bis 15 m auf. Dementsprechend wurden die höchsten Sauerstoff- in der Wassersäule vertreten. Die Sauerstoffgehalte stiegen durch die konzentrationen in diesen Tiefen gemessen (Ausdehnung der blauen Photosyntheseleistung des pflanzlichen Planktons in den Monaten Farbflächen zwischen April bis September, Abbildung 6). März und April auf 13 bis 14 mg/l, dies entsprach Sättigungswerten von 110 bis 120 Prozent. Bedingt durch die Vollzirkulation ergab sich Als gegenläufiger Prozess zum Sauerstoffeintrag durch das Phy- eine homogene Vertikalverteilung des Phytoplanktons und damit toplankton fanden im Tiefenwasser (Hypolimnion) sauerstoffzeh- auch der Sauerstoffkonzentrationen. rende Abbauprozesse durch Mikroorganismen statt. Dadurch kam es während und zum Ende der Stagnationsphase vor allem in den Nach Ausbildung der thermischen Schichtung (Sommerstagnation) sedimentnahen Wasserschichten zu einer Abnahme der Sauerstoff- verlagerte sich der Schwerpunkt der Primär- und damit Sauerstoff- konzentrationen.
Abbildung 5 Beginn der Stagnationsphase im Wahnbachstausee. Eingetragen ist für die Jahre ab 1990 der Tag im Jahr, an dem die Oberflächentemperatur ≥ 10 °C erreichte (basierend auf den wöchentlichen Sondenmessungen an Boje A).
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MANGAN
Ab April nahm die Konzentration an Mangan in den sedimentna- (1 bis 2 m über Grund) die Gesamtkonzentrationen im Bereich von hen Wasserschichten zu. In den Monaten Juni bis August, während 0,2 bis 0,7 mg/l lagen. Im November/Dezember stiegen die Werte der Stagnationsphase, wurden Werte von 0,2 bis 1 mg Mangan erneut auf 1 bis 7 mg/l an. gemessen. In den Monaten September und Oktober waren die Kon- Die im Rohwasser vorhandenen Mangankonzentrationen waren zentrationen an gelöstem Mangan im Tiefenwasser sehr niedrig durch die Dosierung von Kaliumpermanganat in das Rohwasser für (1 µg/l), während in den sedimentnahen Wasserschichten die Trinkwasseraufbereitung unkritisch.
Abbildung 6 Isoplethen der Sauerstoffkonzentrationen im Wahnbachstausee, Daten der wöchentlichen Sonden- messungen an Messboje A im Jahr 2019.
Abbildung 7 Isoplethen der Konzentrationen von Mangan (säurelöslich) im Wahnbachstausee an Messboje A im Jahr 2019 (monatliche Messungen Tiefenschnitt).
12 1.1.6 NÄHRSTOFFE
1.1.6.1 PHOSPHOR
Der gelöste, bioverfügbare Phosphor (SRP) lag überwiegend nur in In den Monaten Mai bis September war in den Wassertiefen 20 be- geringen Konzentrationen von 1 bis 5 µg/l (Werte unterhalb Bestim- ziehungsweise 15 m eine leichte Erhöhung der Gesamt-P-Konzent- mungsgrenze) vor. Demnach ist das Wachstum der Algen weitgehend rationen festzustellen (siehe Abbildung 9). Dies korrelierte mit der durch den Phosphorgehalt limitiert. Einschichtung der Blaualge Planktothrix rubescens in diesen Wasser- Die Konzentrationen des Gesamt-Phosphors (TP) waren während tiefen. der Vollzirkulation im Frühjahr durchgängig < 10 µg/l. Während der Die Konzentrationen des Gesamtphosphors in den Mischproben 0 Stagnationsphase stieg der TP-Gehalt in den sedimentnahen Wasser- bis 10 m betrugen an Boje A im Mittel 6 µg/l, an Boje E 8 µg/l. schichten auf bis zu 25 µg/l an.
Abbildung 8 Vergleich der TP-Konzentrationen in den wöchentlichen Mischproben (0–10 m) an den Messbojen A und E im Jahresverlauf 2019.
Abbildung 9 Vertikalverteilung der Gesamt- phosphor-Konzentration (TP) an der Messboje A im Jahr 2019.
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1.1.6.2 STICKSTOFF
Der anorganische Stickstoff lag wie in den Vorjahren überwiegend Durch die mikrobiellen Abbauprozesse von absedimentierter or- als Nitrat-Stickstoff vor. ganischer Substanz am Gewässergrund wurde dort Ammonium Nitrat war in der trophogenen Zone mit Konzentrationen von 7 bis freigesetzt. Während der Sommerstagnation stiegen die Konzent- 12 mg/l stets im Überfluss vorhanden. Während der Vegetations- rationen auf 0,1 bis 0,2 mg/l an. periode war durch den Einbau in Algenbiomasse eine leichte Ab- Durch den Abbau von Biomasse, zum Beispiel der Population von nahme der Nitratgehalte im Epilimnion zu beobachten. Von einer Planktothrix rubescens, war in den Monaten September bis Oktober Startkonzentration von 10 bis 11 mg/l Anfang des Jahres verringerte auch eine Zunahme der Ammoniumkonzentrationen im Bereich sich bis zum Ende der Schichtungsperiode die Nitratkonzentration des Epi- und Metalimnions auf Werte von 0,05 bis 0,07 mg/l zu ver- auf Werte von 8 mg/l. zeichnen.
Der Rückgang der Nitratkonzentrationen in den sedimentnahen Nitrit konnte, ebenfalls bedingt durch Abbauprozesse bei verringer- Wasserschichten lag im Berichtsjahr in vergleichbaren Größenord- ten Sauerstoffkonzentrationen, während der Stagnationsperiode nungen wie im Vorjahr. Die minimalen Werte über Grund lagen im Tiefenwasser mit 0,05 bis 0,06 mg/l nachgewiesen werden. Auch auch gegen Ende der Stagnationsphase noch bei 6 bis 8 mg/l Nitrat. im Epilimnion, bei hohen Sauerstoff- und Nitratkonzentrationen, Anfang Dezember wurde in der Wassertiefe 50 cm über Grund ein wurden Nitritkonzentrationen von 0,05 bis 0,06 mg/l gemessen. niedriger Nitrat-Gehalt von < 6 mg/l gemessen. Diese Wasserschicht Dies kann ein Zeichen für die intensiven Auf- und Abbauvorgänge war noch nicht von der Volldurchmischung erfasst worden. in diesem Teil des Wasserkörpers sein.
Abbildung 10 Vertikalverteilung der Ammonium Konzentrationen (NH4 ) an Messboje A im Jahr 2019.
14 1.1.6.3 SILIZIUM
Silizium ist als Siliziumoxid ein essenzieller Bestandteil der Schale zentrischer Diatomeen. Der minimale Wert für Silizium betrug im von Kieselalgen und daher auch mit der Populationsdynamik dieser September 0,1 mg/l (Wert < Bestimmungsgrenze von 1 mg/l). Als Algengruppe verknüpft. Ein Teil des gelösten Siliziums wird in den gegenläufiger Prozess ist aufgrund der absedimentierenden Kiesel- Kieselalgenzellen gebunden und durch die Sedimentation der Algen algen eine Anreicherung von Silizium im Hypolimnion zu erkennen wieder zum Sediment verfrachtet. (Abbildung 11). Der Gradient war aufgrund der noch unvollständigen Durchmischung bis Dezember erkennbar. Zu Beginn des Jahres, im volldurchmischten Wasserkörper des Stau- sees, lagen die Siliziumkonzentrationen bei 1,5 bis 2,4 mg/l. Die Früh- jahrsentwicklung der Kieselalgen führte in den ersten Monaten des Jahres (Januar bis April) nicht zu einer Abnahme der Siliziumgehalte. Erst während der Schichtungsperiode war in den Monaten Juni bis Oktober eine Abnahme der Siliziumkonzentrationen im Epilimnion zu beobachten. Dies korrelierte mit einer starken Zunahme kleiner,
Abbildung 11 Vertikalverteilung der Siliziumkonzentration an Messboje A im Jahr 2019.
1.1.7 TRÜBUNG UND SICHTTIEFE
Die Parameter Trübung und Sichttiefe dienen als Summenpara- Phytoplanktons, insbesondere des Cyanobakteriums Planktothrix meter für im Wasser suspendierte Partikel. Bei geringen Einträgen rubescens. von Trübstoffen aus dem Einzugsgebiet (anorganische, mineralische In Abbildung 12 (untere Grafik, S.16) ist in dem Isoplethendiagramm Partikel) besteht eine Beziehung zwischen Trübung beziehungsweise der Trübungsmessungen an Boje A ein breiter Streifen erhöhter Sichttiefe und dem Chlorophyll a-Gehalt als Summenparameter für Trübungswerte zu erkennen, der sich zeitlich von Ende März bis Partikel organischer Herkunft (Phytoplankton). Mitte September und räumlich zwischen 10 bis 25 m Wassertiefe Im Jahr 2019 war die Trübung im Wahnbachstausee eindeutig durch erstreckt. Dieses Trübungssignal wurde durch die Entwicklung der Partikel biologischer Herkunft geprägt. Blaualge Planktothrix rubescens verursacht, die in 2019 zunächst ein „sub-metalimnisches“ Maximum ausbildete und im Verlauf der Stag- Anfang des Jahres wurde durch zwei Überläufe der Vorsperre trüb- nationsphase bis zur Untergrenze des Epilimnions aufstieg. Bedingt stoffhaltiges Wasser in den Stausee eingetragen. Erhöhte Trübungs- durch die relativ tiefe Einschichtung dieser Alge war die Sichttiefe werte waren beim ersten Überlauf im Januar nur im Bereich der durch diese Entwicklung zunächst nicht beeinflusst. Stauwurzel (bis Boje E) messbar. Im Hauptbecke (Boje A) war kein wesentlicher Anstieg der Trübung erkennbar. Bei dem zweiten Vor- Die Sichttiefen an Messboje A schwankten zwischen 2,3 m im März sperrenüberlauf, der etwa das doppelte Wasservolumen brachte, als Folge des Vorsperrenüberlaufs, und 10 m. Die maximalen Sicht- ist das trübstoffhaltige Wasser mit einer gewissen Zeitverzögerung tiefen von 10 m wurden im Mai erreicht, höhere Sichttiefen traten bis zum Hauptbecken vorgedrungen. Aufgrund der höheren Tem- auch Ende Oktober/Anfang November auf. Die mittlere Sichttiefe, peratur des zulaufenden Wassers schichtete es sich oberflächennah die auch in die Trophiebewertung eingeht, war mit 7,3 m geringer ein, dies ist in Abbildung 12 anhand der erhöhten Trübungswerte als im Vorjahr. Bei der Berechnung wurde die niedrigen Sichttiefen, im Monat März gut zu erkennen. Ebenso ist in Abbildung 13 der die durch den Vorsperrenüberlauf verursacht wurden, nicht in die Rückgang der Sichttiefe an Boje A in diesem Zeitraum abzulesen. Mittelwertbildung aufgenommen.
Im weiteren Verlauf wurde die Trübung überwiegend durch see- In den sedimentnahen Wasserschichten führten Rücklösungsprozes- interne Prozesse beeinflusst, vor allem durch die Entwicklung des se zu erhöhten Trübungswerten während der Schichtungsperiode.
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Abbildung 12 Isoplethen der Trübungswerte im Wahnbachstausee 2019, basierend auf den wöchentlichen Sondenmessungen an den Messbojen H (oben), E (Mitte) und A (unten). 16 Abbildung 13 Secchi-Sichttiefen 2019 an den Messbojen H (oben), E (Mitte) und A (unten). An Boje H waren im Januar sowie in den Monaten September bis November wegen der niedri- gen Wasserstände keine Messungen möglich.
1.1.8 CHLOROPHYLL A
Die Phytoplankton-Entwicklung war 2019 sehr deutlich von der Ent- Ab Anfang Oktober löste sich die Einschichtung von Planktothrix wicklung der Blaualge Planktothrix rubescens dominiert. zunehmend auf, die Chlorophyll-Konzentrationen nahmen inner- Zu Beginn des Jahres lagen die Chlorophyll a-Konzentrationen im halb von 2 bis 3 Meter stark ab und lagen Ende Oktober bei < 5 µg/l Bereich von 2 bis 3 µg/l. Die Frühjahrsentwicklung des Phytoplank- im Bereich des Epilimnions. tons fiel insgesamt verhalten aus, bedingt durch die Vollzirkulation In den epilimnischen Mischproben (0 bis 10 m) waren die Chloro- waren die Algen gleichmäßig über die Wassersäule verteilt. Dies ist phyll a-Konzentrationen überwiegend < 5 µg/l (Abbildung 16). Hier auch an der homogenen Verteilung der Chlorophyll a-Konzentra- waren vor allem kleine, zentrische Kieselalgen vertreten, die im tionen zu erkennen (Abbildung 14 und Abbildung 15). Juli/August hohe Zellzahlen erreichten. Mit dem Beginn der thermischen Schichtung (Sommerstagnation) Anfang April bildete sich unterhalb der Sprungschicht ein tiefes Chlo- Betrachtet man die epilimnischen Chlorophyll a-Konzentrationen, rophyll a-Maximum, welches in der Folgezeit weiter absank bis auf so ergibt sich für 2019 ein Mittelwert von 2,4 µg/l. Dieser fließt auch 22 bis 23 m Wassertiefe. Die Chlorophyll a-Konzentration a nahm in die Trophiebewertung nach LAWA ein. kontinuierlich zu und erreichte im Juli 40 µg/l, relativ scharf begrenzt auf eine Schicht von 8 bis 10 m Dicke. Dieses tiefe Chlorophyll-Ma- Auch bei Einbeziehung der euphotischen Tiefe ergibt sich im Mittel ximum wurde von Planktothrix rubescens gebildet. nur ein Chlorophyll-Wert von 3,6 µg/l. Beide Mittelwerte erfassen Ab Juli war eine Aufwärtsbewegung der Planktothrix-Population fest- aufgrund der sehr tiefen Einschichtung Chlorophyll-Maximum nicht. zustellen, und damit eine Verlagerung des Chlorophyllmaximums Das tiefe Chlorophyll-Maximum wird in der Trophiebewertung nach in den oberen Bereich des Metalimnions. Mit 50 µg/l wurden die LAWA nicht berücksichtigt. höchsten Chlorophyll-Konzentrationen erreicht. 17 01
Abbildung 14 Isoplethen der Chlorophyll a-Konzen- tration im Wahnbachstausee an der Messboje A im Jahr 2019 (basierend auf HPLC-Messungen in den monat- lichen Tiefenschnittproben).
Abbildung 15 Isoplethen der Chlorophyll a-Konzen- tration im Wahnbachstausee an der Messboje A im Jahr 2019 (basierend auf wöchentlichen Messungen mit der Fluoroprobe-Sonde, dargestellt sind Messergebnisse bis maximal 35 m Wassertiefe).
Abbildung 16 Saisonaler Verlauf der Chlorophyll a-Konzentrationen in integrierenden Wasserproben aus 0 bis 10 m sowie der Sichttiefe an Messboje A im Jahr 2019.
18 1.1.9 TROPHIESTATUS DER WAHNBACHTALSPERRE
1.1.9.1 EINTRÄGE VON PHOSPHOR (ABSCHÄTZUNG)
Die Abschätzungen der Phosphorfrachten basieren auf den hydrologi- Die Nebenbäche, die direkt in die Talsperre einmünden, hatten schen Daten zum Zufluss (Wahnbach/Wendbach) in die Talsperre, Daten einen Anteil an der Gesamtfracht von 127 kg P/Jahr, dies entspricht zur Aufbereitungsleistung (Durchsatz) der PEA sowie den Messungen der 23 Prozent. Gesamt-P-Konzentrationen der verschiedenen Wässer. Der Überlauf der Vorsperre führte der Hauptsperre 144 kg P/Jahr Die Wasserfracht der Nebenbäche, die direkt in die Talsperre münden, zu, dies entsprach 26 Prozent der Gesamtfracht. sowie deren P-Fracht wird mit Hilfe von Regressionsgleichungen aus Die Jahresfracht des Phosphors für die Wahnbachtalsperre lag 2019 dem Abfluss des Wahnbaches abgeleitet. mit 562 kg /Jahr etwas unter dem langjährigen Mittel (1978 – 2018 Vom WWJ 2018 an haben sich die Berechnungsgrundlagen geändert. = 658 kg/Jahr). Für den Zufluss zur Wahnbachtalsperre wird jetzt der Abfluss des Wahn- Die berechnete P-Grenzkonzentration für den Bereich meso/oligo- bachs beziehungsweise Wendbachs, basierend auf Pegelmessungen und troph nach Vollenweider (1982) ergab für das Jahr 2019 mit einer daraus ermittelten Pegel-Abfluss-Kurven, herangezogen. In den Vor- Zuflussmenge von 29,5 Millionen Kubikmetern und einem Talsper- jahren wurde der Zufluss über Inhaltsbilanzen der Talsperre errechnet. renvolumen von 29,8 Millionen Kubikmetern 15 µg/l Gesamt-P. Daraus ergeben sich gewisse Abweichungen zu den Vorjahren. Daher (siehe Trophietabelle im Anhang) sei hier nochmals der Hinweis erlaubt, dass es sich bei den folgenden Die P-Einträge aus PEA-Ablauf, den Nebenbächen und Niederschlä- Betrachtungen „nur“ um Abschätzungen der P-Belastung der Wahn- gen entsprachen einer durchschnittlichen P-Konzentration von bachtalsperre handelt. 19 µg/l und lagen damit oberhalb der berechneten P-Grenzkonzen- tration für den oligotrophen Zustand. Im Wasserwirtschaftsjahr 2019 betrug die Phosphorfracht aus dem Einzugsgebiet in die Vorsperre 3122 kg P/Jahr. Für den Zulauf zur Ohne die Eliminationsleistung der PEA hätte die Konzentration der PEA wurde eine P-Fracht von 1089 kg/a ermittelt, damit ergab sich Phosphoreinträge in die Talsperre 94 µg/l betragen. Die Grenzkon- rein rechnerisch ein Rückhalt von 2033 kg oder 65 Prozent der zentration nach Vollenweider für den mesotrophen Zustand von P-Fracht in der Vorsperre. 60 µg/l würde damit überschritten. Demnach wäre ohne den Be- Die durchschnittliche Gesamtphosphorkonzentration des Wassers, trieb der PEA von einer Eutrophierung der Wahnbachtalsperre mit das der Phoshoreliminierungsanlage (Einlauf PEA) zugeführt wurde, den entsprechenden negativen Auswirkungen (z.B. Verkürzung von betrug 49 µg/l, die Konzentration des Gesamtphosphors im PEA- Filterlaufzeiten durch Algenmassenentwicklungen, Probleme durch Auslauf im Durchschnitt 3,7 µg/l. Geruchs- und Geschmacksbeeinträchtigungen) zu rechnen.
TP [kg/Jahr] in % der Gesamtfracht 1 Gesamtfracht 562 100 Tabelle 5 2 Überläufe 144 26 Gegenüberstellung der Anteile der Überläufe, des 3 a-c PEA, Nebenbäche, Niederschläge 418 74 Ablaufs der Phosphoreliminierungsanlage und der Position 3 aufgeschlüsselt: Nebenbäche an der Phosphor-Gesamtfracht für die Talsperre (Werte bezogen auf das Wasserwirt- 3 a Nur PEA 82 14 schaftsjahr 2019) 3 b Nebenbäche (in das Hauptbecken) 127 23 3 c Niederschläge 209 37
Abbildung 17 Langzeitentwicklung der Trophie in der Wahnbachtal- sperre 1964 – 2019.
19 01
1.1.9.1 BEWERTUNG DES TROPHISCHEN ZUSTANDES
Tabelle 6 TP Chlorophyll a Sichttiefe TN Jahresmittelwerte 2019 von [µg/l] [µg/l] [m] [µg/l] Gesamt-Phosphor (TP, volumen- gewichtet 0 - Grund), Chlorophyll Wahnbachtalsperre 5,9 2,1 6,8 > 2500 a-Konzentration (0 bis 10 m), Sichttiefe und Gesamtstickstoff OECD Mittelwert für oligotroph 6,3 1,7 9,9 661 (TN, nur Bereich) in der Wahn- bachtalsperre, verglichen mit den Bereich OECD oligotroph 3,0 – 17,7 0,3 – 4,5 5,4 – 28,3 307 – 1630 nach OECD (1982) angegebenen OECD Mittelwert für mesotroph 26,7 4,7 4,2 753 Mittelwerten und Wertebereichen für die Einstufung „oligotroph“ Bereich OECD mesotroph 10,9 – 95,6 3,0 – 11 1,5 – 8,1 361 – 1387 und „mesotroph“.
Trophieparameter Messwert Einzelindex Wichtung Berechnung
Chlorophyll a [µg/l] 2,4 1,31 10 13,1
Sichttiefe [m] 7,4 0,79 6 4,8
TPF (Zirkulation) [µg/l] 6,1 1,09 7 7,6
TP (Saison) [µg/l] 6,7 1,09 7 7,6 S Tabelle 7 Trophie-Gesamtindex 1,10 Trophieklassifikation der Wahnbachtalsperre Bewertung Oligotroph für das Jahr 2019 nach LAWA-Richtlinie (2014)
Die Einstufung und Bewertung des Trophiegrades erfolgte nach Gesamtstickstoff wurde nur der Vollständigkeit halber als Größen- dem OECD-Modell (Vollenweider 1982) und nach der Richtlinie für bereich angegeben und in der weiteren Bewertung nicht berücksich- die Trophieklassifikation von Seen der LAWA (LAWA 2014). In beiden tigt. In Tabelle 7 ist die Trophieklassifikation nach LAWA-Richtlinie Modellen werden die Parameter Gesamt-Phosphor, Sichttiefe und aufgeführt. Chlorophyll a-Gehalt einbezogen. Die Wahnbachtalsperre war 2019 nach der Trophieklassifikation In Tabelle 6 wurden die für die Wahnbachtalsperre ermittelten entsprechend LAWA-Richtlinie als oligotroph einzuordnen. Jahresmittelwerte für die verschiedenen Parameter den nach dem Es ist zu beachten, dass das tiefe Chlorophyll-Maximum, verursacht OECD-Modell vorgegebenen Mittelwerten und Bereichen für die durch Planktothrix rubescens, bei der Berechnung des Trophieinde- Einstufungen „oligotroph“ und „mesotroph“ gegenübergestellt. Der xes nicht berücksichtigt wird.
Tabelle 8 Trophie-Gesamtindex Trophieklasse Zuordnung der Trophieklasse zum ≤ 1,5 Oligotroph Trophie-Gesamtindex in der Gruppe der geschichteten Talsperren aller > 1,5 – 2,0 Mesotroph 1 Ökoregionen (LAWA-Richtlinie 2014)
> 2,0 – 2,5 Mesotroph 2
> 2,5 – 3,0 Eutroph 1
> 3,0 – 3,5 Eutroph 2
> 3,5 – 4,0 Polytroph 1
20 1.1.10 PLANKTON
1.1.10.1 PHYTOPLANKTON
In den Abbildungen sind Ergebnisse aus Untersuchungen der eupho- Planktothrix ist durch Gasvakuolen in der Lage, die für sie optimale TP Chlorophyll a Sichttiefe TN tischen Zone dargestellt. Abbildung 18 zeigt die Gesamt-Phytoplank- Wassertiefe hinsichtlich Nährstoffgehalt und Lichtverhältnissen an- [µg/l] [µg/l] [m] [µg/l] tondichte sowie das -biovolumen, Abbildung 19 die Biovolumina der zusteuern. Bis Ende Mai war die Population auf eine Tiefe von 20 bis wichtigsten Phytoplanktongruppen. 25 m abgesunken und bildete ein tiefes Chlorophyll-Maximum mit Wahnbachtalsperre 5,9 2,1 6,8 > 2500 Die Frühjahrsentwicklung des Phytoplanktons war typischerwei- annähernd 30 µg/l Chlorophyll a. Bis Juli blieb die Einschichtung in OECD Mittelwert für oligotroph 6,3 1,7 9,9 661 se durch die Zunahme von koloniebildenden Kieselalgen (Bacilla- dieser Tiefe bestehen, der Chlorophyll a-Gehalt nahm auf 40 µg/l zu. riophyceen) wie Aulacoseira italica, Asterionella formosa, Fragilaria Bei relativ gleichbleibenden Chlorophyll a-Konzentrationen setzte Bereich OECD oligotroph 3,0 – 17,7 0,3 – 4,5 5,4 – 28,3 307 – 1630 crotonensis) geprägt. In dieser Phase war bereits auch die Blaualge dann eine allmähliche Aufwärtsbewegung der Population ein, bis OECD Mittelwert für mesotroph 26,7 4,7 4,2 753 Planktothrix rubescens vertreten. Da sich in den Monaten Januar bis die Cyanobakterien Ende September unmittelbar unterhalb der März die Talsperre noch in der Vollzirkulation befand, waren die Sprungschicht, bei 10 bis 13 m, einen relativ schmalen, aber sehr Bereich OECD mesotroph 10,9 – 95,6 3,0 – 11 1,5 – 8,1 361 – 1387 Algenzellen gleichmäßig in der Wassersäule verteilt. Das Biovolu- ausgeprägten Peak bildeten. Die maximalen Chlorophyll-Konzent- men des Phytoplanktons war in dieser Zeit mit 0,2 bis 1 mm³ etwas rationen lagen bei 50 µg/l, im Peak wurden Konzentrationen von höher als im Vorjahr. 666 Fadeneinheiten pro Milliliter (entspricht zirka 85.000 Zellen/ ml) ermittelt. Mit dem Beginn der Stratifikation Anfang April gingen die Zellzahlen Am 30.09.2019 setzte sehr windiges bis stürmisches Wetter ein und der koloniebildenden Kieselalgen zurück, während die der kleinen führte augenscheinlich zu einer Durchmischung des Epilimnions, Trophieparameter Messwert Einzelindex Wichtung Berechnung zentrischen Kieselalgen zunahmen. Ebenso war eine Zunahme der wobei auch der Algenpeak erfasst wurde. Bei der Messung am Chlorophyll a [µg/l] 2,4 1,31 10 13,1 Zellzahlen der Goldalgen (Chrysophyceen) zu verzeichnen, die somit 01.10.2019 war der Planktothrix-Peak deutlich geringer (< 10 µg/l einen größeren Anteil (25 bis 30 Prozent) am Gesamtvolumen des Chlorophyll a) und ein Teil der Population war in das Epilimnion Sichttiefe [m] 7,4 0,79 6 4,8 Phytoplanktons erreichten. Im weiteren Verlauf der Stagnations- eingemischt. Innerhalb der folgenden vier Wochen nahmen die Zell- phasen stiegen die Zellzahlen der kleinen Kieselalgen weiter an. zahlen von Planktothrix sehr stark ab, bis Ende November war sie TPF (Zirkulation) [µg/l] 6,1 1,09 7 7,6 Sie erreichten Anfang September mit 10.000 Zellen /ml ihr Maxi- fast völlig aus der Wassersäule verschwunden. TP (Saison) [µg/l] 6,7 1,09 7 7,6 S mum, dann brach die Population Anfang Oktober relativ plötzlich Trophie-Gesamtindex 1,10 zusammen. Betrachtet man das Einschichtungsverhalten von Planktothrix, so kann man erkennen, dass sich die Blaualge jeweils am unteren Rand Bewertung Oligotroph Von besonderem Interesse war in diesem Jahr die Entwicklung der der euphotischen Zone (Euphotische Zone = 2,5 x Sichttiefe) bezie- Blaualge Plankothrix rubescens. Die Art hatte in den letzten fünf Jah- hungsweise noch etwas unterhalb aufhielt, Abbildung 21). ren keinen wesentlichen Anteil am Phytoplankton der Wahnbach- talsperre. In 2019 stellte sie ein prägendes Element der Algenpopu- Das entspricht der Eigenschaft als ausgesprochene „Schwachlicht- lation dar. Während der Vollzirkulation war Planktothrix rubescens Alge“, die auch noch mit sehr geringen Lichtmengen in der Lage ist, bereits mit 20 bis 30 Fadeneinheiten pro Milliliter vertreten, dies zu wachsen. Ab Juli nahm die Sichttiefe kontinuierlich ab, was zum entsprach zirka 2500 bis 4000 Zellen/ml. Mit Beginn der thermischen großen Teil auf die starke Zunahme der Kieselalgen im Epilimnion Schichtung Anfang April schichtete sie sich unterhalb der Sprung- zurückzuführen war. Dadurch kam es zur Aufwärtsbewegung von schicht zwischen 10 und 15 m Wassertiefe ein. Planktothrix, da die anderen Phytoplankter zu viel Licht wegnahmen. Aufgrund der Einschichtung von Planktothrix am Rand beziehungs- Die weitere saisonale Entwicklung und vertikale Verteilung konnte weise unterhalb der euphotischen Zone wurde die Alge in den Misch- sehr gut durch die Messungen mit der Fluoroprobe-Sonde verfolgt proben aus dieser Zone nicht im vollen Umfang erfasst. In einem werden. Diese Sonde ermöglicht die in situ-Messung des Chloro- solchen Fall sind die sogenannte Tiefenschnitte, also Proben aus phyll a-Gehaltes und die Differenzierung der quantitativen Anteile diskreten Tiefen, ergänzt durch die Fluoroprobe-Messungen ein verschiedener Algenklassen. Ein Messkanal wurde spezifisch auf wichtiges Hilfsmittel, um die Entwicklung von Planktothrix rubescens Planktothrix rubescens kalibriert. In Abbildung 20 sind Messungen der engmaschig zu verfolgen. Dies ist auch unter dem Aspekt der Re- Vertikalverteilung des Phytoplanktons beziehungsweise von Plank- levanz für die Trinkwasseraufbereitung (siehe Abschnitt 3.4.3) von tothrix rubescens zu verschiedenen Zeitpunkten im Jahr dargestellt. besonderer Bedeutung.
21 01
Abbildung 18 Saisonale Entwicklung des Phytoplanktons (Zellzahlen und Biovolumen) an Messboje A im Jahr 2019 (Integrierende Proben euphotische Zone).
Abbildung 19: Saisonale Entwicklung des wichtigsten Algenklassen (Biovolumen) an Messboje A im Jahr 2019 (Integrierende Proben euphotische Zone).
22 Abbildung 20 Vertikalverteilung des Phytoplanktons an Messboje A, ermittelt an verschiedenen Untersuchungs- terminen in 2019, über die Messung der Algenfluoreszenz mit der Fluoroprobe-Son- de. Dargestellt sind die Vertikalprofile der Chlorophyll a-Gehalte von Planktothrix rubescens (rote Linie) sowie der Gesamt- chlorophyll a-Gehalt (grüne Linie). Die blaue Linie zeigt die Wassertemperatur.
23 01
1.1.10.2 ZOOPLANKTON – SAISONALE ENTWICKLUNG
Die saisonale Zooplankton-Entwicklung ist in Abbildung 22 in Form Notholca caudata war nur noch in Tiefen unterhalb des Epilimnions, von volumengewichteten Mittelwerten aus verschiedenen Tiefen- bei entsprechend niedrigen Wassertemperaturen, anzutreffen. Cla- stufen (0 bis Grund) dargestellt. doceren traten ab Mai ebenfalls verstärkt auf. Insgesamt war die Beim Zooplankton sind die Individuenzahlen aufgetragen, nicht die Zooplanktondichte in den Monaten Mai und Juni deutlich geringer Biovolumina. Bei einem Vergleich der Zooplanktonorganismen muss als im Vorjahr, dies lag vor allem an den geringeren Individuenzahlen man berücksichtigen, dass die zahlenmäßig dominanten Rädertier- der Rädertierchen. chen (Rotatorien) in den meisten Fällen sehr viel kleiner sind als Im Juni kam es zu einer deutlichen Zunahme der Rotatorien, vor die Vertreter der Planktonkrebse (Cladoceren und Copepoden) und allem Polyarthra sp. erreichte vergleichsweise hohe Individuenzahlen damit pro Individuum geringere Biovolumina aufweisen. (125 Individuen/Liter). Die Zooplanktondichten waren in den Monaten Januar bis April nied- Die Individuenzahlen der Cladoceren blieben deutlich unter denen rig. Hauptbestandsbildner waren die Rotatorien, darunter die Taxa des Vorjahres, so wurden in den Tiefenschnittproben maximal Synchaeta sp. und Polyarthra sp. sowie Notholca caudata. 12 Daphnien/Liter ermittelt. Im Monat Mai nahm die Anzahl der Zooplanktonorganismen zu. Im August gingen die Zooplanktondichten deutlich zurück, in den In der Gruppe der Rotatorien traten neben steigenden Individuen- Monaten Oktober bis Dezember wurden nur geringe Individuen- zahlen auch weitere Taxa in Erscheinung. Die kalt-stenotherme Art zahlen von Rotatorien und Copepoden nachgewiesen.
Abbildung 21 Ausdehung der euphotischen Zone (2,5fache Sichttiefe) während der Sommerstagnation und Lage des Maximums der Planktothrix rubescens-Population (basierend auf Chlorophyll a-Messungen mit der Fluoroprobe).
24 Seit der gezielten Entnahme von planktonfressenden Fischen Nach der gezielten Überfischung der Felchen hatte sich in den Jah- (Blaufelchen) in den Jahren 2007 / 2008 gilt der Populationsentwick- ren 2008 bis 2011 das Größenspektrum der Daphnien in Richtung lung der Cladoceren (Blattfußkrebse), insbesondere der Daphnien größerer Individuen verschoben. Die Individuenzahlen der Daphnien („Wasserflöhe“), besondere Aufmerksamkeit. Daphnien sind wich- schwankten hingegen relativ stark von Jahr zu Jahr. tige Stellglieder im Nahrungsnetz, da sie zum einen mit ihrer Er- Die Hauptentwicklungszeit der Daphnien liegt typischerweise in den nährungsweise, der Filtration von Phytoplankton, zur natürlichen Monaten Mai bis September, die Individuenzahlen waren 2019 mit Verbesserung der Wassergüte beitragen. Zum anderen unterlie- 1 bis 12 Daphnien/Liter deutlich niedriger als im Vorjahr. gen Wasserflöhe einem hohen Fraßdruck, wenn zu viele plankton- fressende Fische im Gewässer vorhanden sind. Dabei ist nicht die Das Größenspektrum (Abbildung 23) zeigt, dass der Anteil der gro- Populationsgröße (Anzahl Wasserflöhe pro Liter) ein Anzeiger für ßen Daphnien (> 1 mm Körperlänge) in 2019 gegenüber dem vori- den Fraßdruck, sondern vielmehr die Körpergröße der einzelnen gen Jahr wieder etwas geringer geworden ist. Der Bestand wurde Individuen. Große Daphnien werden bevorzugt von den planktivoren weiterhin von kleinen Individuen (weniger als 1 mm Körperlänge) Fischen gefressen, eine Population unter starkem Fraßdruck besteht dominiert. Die Auswertung der Zooplanktonanalysen lässt einen daher überwiegend aus kleinen Wasserflöhen, die ihrerseits mit noch immer zu hohen Fraßdruck der planktivoren Fische (vor allem einer geringeren Filtrationsleistung keinen großen Einfluss auf das Felchen) auf das filtrierende Zooplankton erkennen (siehe auch Ab- Phytoplankton haben. schnitt 3.3 Fischereimanagement).
Abbildung 23 Größenspektrum der Daphnien (Anteile der Größenklassen in Prozent). Die Anzahl gemessener Daphnien ist als n oberhalb der Balken angegeben.
Literatur Hoyer, O., Clasen, J. 1983: Ein Verfahren zur schnellen Routinebestimmung von Chlorophyll a in Gewässerproben mittels HPLC. Gewässerschutz Wasser Abwasser 67 (Technische Hochschule Aachen): 209-228. LAWA 2014: Trophieklassifikation von Seen. Richtlinie zur Ermittlung des Trophie-Index nach LAWA für natürliche Seen, Baggerseen, Talsperren und Speicherseen. Vollenweider, R. (ed.) 1982: Eutrophication of waters, OECD, Paris. Willmitzer, H., Jäschke, K., Berendonk, T., Paul, L. 2015: Einfluss von Klimaänderungen auf die Wasserqualität von Talsperren und 25 Strategien zur Minimierung der Auswirkungen. Energie Wasser Praxis 12/2015. 01
1.2 FISCHEREIMANAGEMENT
1.2.1 FISCHEREILICHE MASSNAHMEN 2019
1.2.1.1 HEGEBEFISCHUNGEN
Die Hegebefischungen auf Blaufelchen durch einen Berufsfischer insgesamt 838 Kilogramm beziehungsweise 10.056 Stück Felchen wurden 2019 weitergeführt. Bei insgesamt 39 Befischungsaktionen, entnommen. davon vier Terminen während der Laichzeit der Felchen, wurden
Abbildung 1 Anglerfänge sowie Fangergebnisse der Hegebefi- schungen (Land NRW und WTV) in der Wahnbach- talsperre in Stückzahl pro Jahr. Hegebefischungen werden seit 1975 durchgeführt.
Abbildung 2 Anglerfänge seit 1959 in der Wahnbachtalsperre in Stückzahl pro Jahr. Die gestrichelte Linie markiert die Inbetriebnahme der PEA.
26 1.2.1.2 UNTERSUCHUNG DES FISCHBESTANDES IM AUGUST 2019
Die Untersuchungen im Jahr 2019 dienten der Erfassung und Die intraspezifische Konkurrenz war weiterhin sehr hoch, das zeigten Quantifizierung des Felchenbestandes und wurden wie in den Vor- das schwache mittlere Längenwachstum und die niedrigen Korpu- jahren vom Labor für Fisch- und Gewässerökologie durchgeführt lenzwerte. (Dipl.-Biol. Maik-Gert Werner, Pulsnitz). Im Folgenden werden Er- Die Hegebefischungen auf Felchen führten eine wirksame Reduzie- gebnisse aus dem Abschlussbericht (Werner & Großmann 2020) rung der adulten Felchen > 20 cm und damit eine Schwächung des kurz zusammengefasst. Laichpotenzials herbei. Insgesamt erzielten die Hegebefischungen Felchen waren im August 2019 die dominante Hauptfischart. Der in 2019 eine Reduzierung der befischbaren Felchenbiomasse im Bestand lag mit 233.000 Individuen etwa in der Größenordnung Umfang von 25 Prozent. von 2016. Die Felchenbiomasse stagnierte im Vergleich zum Vorjahr auf einem konstanten Niveau von 4,5 Tonnen (25 Kilogramm pro Das Epipelagial des Hauptbeckens der Talsperre wurde überwiegend Hektar bezogen auf eine Stauoberfläche von 178 Hektar). Die junge von Rotaugen < 18 cm und wenigen Barschen < 15 cm Länge be- Population bestand fast vollständig aus den Altersklassen 0+ bis 4+. siedelt, es konnte im Berichtsjahr ein nennenswertes Aufkommen Auf die Altersgruppe 0+ entfielen 57 Prozent der Bestandsbiomasse. von Bleien nachgewiesen werden. Der Rekrutierungserfolg des Jahres 2019 lag im Vergleich zu den Die natürliche Rekrutierung des Hechtbestandes war weiterhin als Vorjahren auf mittlerem Niveau, die Gesamtindividuenzahl war hinreichend einzustufen. Auf Besatzmaßnahmen konnte daher gegenüber 2018 etwas gesunken. verzichtet werden.
Bild 3 Bestandsentwicklung der Felchen von 2009 – 2019 oben nach der Abundanz, unten nach der Biomasse (Daten und Grafik: M.-G. Werner, Labor für Fisch- und Gewässerökologie).
27 01
1.2.3 BESATZ- UND WEITERE BEWIRTSCHAFTUNGSMASSNAHMEN
Nach dem Erstbesatz 2017 mit Quappen (Lota lota) wurde auch 2019 vorwiegend von Gammariden und Wasserasseln, und waren zum der Besatz weitergeführt. Im Rahmen der Fischbestandserhebung Untersuchungszeitpunkt bereits sehr gut abgewachsen. im August 2019 konnten erneut juvenile Quappen der Altersgruppe 0+ (Längen von 61 bis 93 mm) nachgewiesen werden, ein weite- Der Aufbau der Population von Lota lota steht erst am Anfang. Ein rer Hinweis auf die erfolgreiche Neuansiedlung dieser potenziell Besatz über mindestens fünf Jahre soll zu einem Bestand mit einer räuberischen Fischart. Die gefangenen Individuen ernährten sich, gesunden Altersstruktur führen.
1.2.4 SCHLUSSFOLGERUNGEN FÜR DIE WEITERE FISCHEREILICHE BEWIRTSCHAFTUNG DER WAHNBACHTALSPERRE
Die berufsfischereilichen Hegebefischungen haben die Schlüssel- ne Fraßdruck war auch in 2019 an der Größenstruktur der Cladoce- rolle bei der Regulierung des Felchenbestandes. Die Hege zielt vor ren zu erkennen (siehe Abschnitt 1.1 Limnologie). Bedingt durch das allem auf den optimalen Zugriff auf die Altersgruppen 1+ bis 3+ Fehlen der großen Daphnien (< 1 mm) ist auch von einem schwachen (ab 20 cm Totallänge) und damit auf Individuen, die erstmalig die Biofiltrationspotential auszugehen. Geschlechtsreife erreichen. Weiterhin ist eine scharfe Befischung der Felchen mit einer Ent- Bisher konnte keine wirksame Reduzierung des Laicherbestandes nahme von 1,5 bis 2,0 Tonnen notwendig. Diese Intensität muss im Sinne einer Rekrutierungsüberfischung erreicht werden. Eine mittelfristig aufrechterhalten werden, um eine Strukturveränderung spürbare Reduzierung der Felchenbiomasse (beziehungsweise des herbeiführen zu können. Laicherbestandes) konnte zeitweilig im Zeitraum 2013 bis 2014 bei Bei der Hechtbewirtschaftung wurde der Übergang zu einem adap- einer jährlichen Entnahme von 2,3 Tonnen sowie 2017 bis 2018 bei tiven Management vollzogen. Sofern eine hinreichende natürliche einer Entnahme von 1,7 Tonnen beobachtet werden. In den übrigen Rekrutierung vorliegt, wie dies beim Hecht in den vergangenen Jah- Jahren lagen die Hegeentnahmen zwischen 0,7 und 1,4 Tonnen und ren der Fall war, werden keine Besatzmaßnahmen durchgeführt. waren damit zu niedrig, um eine Absenkung der intraspezifischen Besatzmaßnahmen mit einjährigen Hechten (800 bis1.200 Stück) Konkurrenz und eine Wachstumsverbesserung zu erreichen. würden bei Ausbleiben der natürlichen Rekrutierung im Frühjahr Die anhaltend hohe Biomasse der Felchen und der damit verbunde- des Folgejahres durchgeführt.
Literatur Werner, M.-G., Großmann, A. (2020): Struktur, Größe und Struktur des Felchenbestandes der Wahnbachtalsperre im August 2019. Abschlussbericht für das Untersuchungsjahr 2019.
28 1.3 GEWÄSSER- UND ROHWASSERGÜTE
1.3.1 ZULÄUFE
1.3.1.1 MIKROBIOLOGIE Untersuchungsprogramm
Jahr 2019 KBE20/36 Coliforme/E.coli Clostridien Enterokokken (Colilert)
Nebenbäche 11 11 11 11 4*
Wahnbach 195 52 52 52
PEA Zulauf 193 52 52 --- Tabelle 1 Bakteriologisches Unter- suchungsprogramm Zuläufe Ablauf 127 45 45 --- inklusive PEA (Anzahl der Untersuchungen im Jahr 2019)
* betrifft Wolkersbach und Lehnbach
ERGEBNISSE
Die bakteriologischen Daten der Zuflüsse (Abbildung 1) wurden eine fäkale Belastung von Gewässern eindeutiger erkennen als die durch Stichproben aus der fließenden Welle ermittelt und geben Gesamtcoliformen. Ein direkter Vergleich mit den Daten der Vorjahre daher einen Momentanzustand der Wasserqualität wieder. Wegen ist nur eingeschränkt möglich, da E. coli zwar bei der Untersuchung der relativ großen Schwankungsbreite, die zum Beispiel durch Ab- mittels Endo-Agar erfasst wurde, aber keine Differenzierung der schwemmungen bei Regen und Sedimentaufwirbelungen bei Hoch- Gesamtcoliformen Bakterien vorgenommen wurde. wasserereignissen oder auch durch jahreszeitliche Unterschiede entstehen, wurden von den Ergebnissen eines Untersuchungszeit- Der Wahnbach als Hauptzulauf der Wahnbachtalsperre weist im raume (hier: Wasserwirtschaftsjahr) keine Mittelwerte gebildet. Vergleich mit den kleinen Nebenbächen einen um Größenordnun- Vielmehr wurde aus den Koloniezahlen beziehungsweise MPN-Wer- gen höheren Gesamtabfluss auf. Spitzenbelastungen durch Regen/ ten beim Colilert-Verfahren der 50 %-Perzentil-Wert (=Median) er- Hochwasser-Ereignisse führten hier ebenso wie bei den kleinen mittelt, das heißt die Grenze, die von 50 Prozent der Proben nicht Nebenbächen kurzfristig zu erhöhten Werten der Koloniezahlen überschritten wurde. Mit der Darstellung des 80%-Perzentils wird bei 20°C sowie von E. coli (Kläranlagenausläufe und Landwirtschaft die Abweichung nach oben dargestellt, extrem hohe Werte gehen im Einzugsgebiet). allerdings nicht in die Darstellung ein. Für die Nebenbäche, die - mit Ausnahme des Wolkersbaches – direkt Der Hauptzulauf zur Talsperre, der Wahnbach, mündet nicht direkt in die Talsperre einmünden, wurden im Wasserwirtschaftsjahr 2019 in die Hauptsperre, sondern fließt zunächst in die Vorsperre. Zu- Gesamtabflüsse zwischen 152 und 504 x 10³ Kubikmeter berechnet. sätzlich zu der in der Vorsperre stattfindenden Sedimentation von Die Medianwerte der Koloniezahlen waren – unter Berücksichtigung Mikroorganismen wird das Zulaufwasser in die Hauptsperre durch der Schwankungen durch das Abflussgeschehen – bei den Kolonie- die Phosphoreliminierungsanlage (PEA) gereinigt. Die bakteriologi- bildenden Einheiten bei 20°C mit denen der Vorjahre vergleichbar. schen Untersuchungen vom Zulaufwasser zur PEA und dem Filtrat Ab dem Wasserwirtschaftsjahr 2013 wird statt der Gesamtcolifor- (Ablauf PEA Zulauf Hauptsperre) belegen, dass durch den Betrieb men Bakterien (Nachweis auf Endo-Agar) der Parameter Escherichia der PEA im Mittel auch eine Elimination der Mikroorganismen im coli (E. coli, Nachweis mit Colilert-Verfahren) dargestellt. E. coli lässt Bereich von 1,5 – 2 log-Stufen erreicht wurde (siehe Abbildung 2).
29 01
Abbildung 1 Gesamtabfluss und Koloniezahlen bei 20°C und E. coli (Colilert-Verfahren) (in KBE/1ml bzw. MPN/100 ml). Dargestellt sind die 50%- und 80%-Perzentile im Wasserwirtschaftsjahr 2019.
30 Abbildung 2 Koloniezahlen bei 20°C sowie E. coli (Colilert-Verfahren) im Zulauf PEA sowie Filtrat PEA. Dargestellt sind die Summenhäufigkeiten (%) für das WW-Jahr 2019.
31 01
1.3.2 TALSPERRE/ROHWASSER
1.3.2.1 MIKROBIOLOGIE Untersuchungsprogramm
Jahr 2019 KBE20/36 Colif./E.coli Clostridien Enterokokken (Colilert)
Rohwasser 247 166 104 104 Tabelle 2 Talsperre Bakteriologisches Untersuchungsprogramm Rohwasser Rohwasser 365 215 ------Talsperre (Anzahl der Untersuchungen im Jahr 2019) Talsperre (nach Dosierung
KMnO4)
ERGEBNISSE
Die Daten der mikrobiologischen Kenngrößen waren im Rohwasser Juli und einer erneuten Zunahme Ende des Jahres in Zusammenhang insgesamt unauffällig. Sie zeigten Einflüsse durch das Zuflussgesche- mit den zunehmenden Zuflüssen zur Talsperre abgesehen. Eine hen sowie die üblichen saisonalen Schwankungen. autochthone Massenentwicklung ist im Jahr 2019 nicht aufgetreten. Anfang des Jahres waren aufgrund der Niederschläge erhöhte Zuflüs- Die Koloniezahlen im Rohwasser zeigten während der Stagnations- se zur Talsperre zu verzeichnen, im Januar und März auch verbunden phase Schwankungen zwischen 10 bis 100 KBE/ml. Interessant war mit Überläufen der Vorsperre (siehe auch Teil Limnologie). Ende Janu- der Anstieg der Koloniezahlen Anfang September, der parallel mit ar kam es zu einem leichten Anstieg der Werte der coliformen Bakte- einem Anstieg der Trübung im Rohwasser von < 1 FNU auf bis zu rien und E. coli, während die Koloniezahlen bei 20°C bereits seit dem 2,6 FNU verlief. Hier könnten seeinterne Prozesse, zum Beispiel in Jahreswechsel auf einem etwas höheren Niveau waren. In dieser Zeit Zusammenhang mit der Manganrücklösung und –ausfällung als wurden auch etwas häufiger Enterokokken und Clostridien im Roh- partikuläres Mangan eine Rolle gespielt haben. wasser nachgewiesen (maximal 10 beziehungsweise 5 pro 100 ml). Insgesamt betrachtet war die saisonale Entwicklung der Werte der Im weiteren Verlauf blieben die Werte der coliformen Bakterien sehr mikrobiologischen Parameter im Rohwasser unauffällig. niedrig, von einem geringen Anstieg auf zirka 100 / 100 ml Anfang
Abbildung 3 Coliforme Bakterien und Eschericha coli, ermittelt mit dem Colilert-Verfahren, im Rohwasser der Wahnbachtal- sperre 2019 (Trübung vierfach überhöht).
32 Abbildung 4 Koloniebildende Einheiten bei 20°C (KBE 20) sowie 36°C (KBE 36) Bebrütungstemperatur im Rohwasser der Wahnbachtalsperre 2019.
Abbildung 5 Clostridien und Enterokokken im Rohwasser der Wahnbachtalsperre 2019.
33 01
1.3.2.2 BIOLOGIE Untersuchungsprogramm
Jahr 2019 Summenparameter: Phytoplankton, Zooplankton Tabelle 3 Chlorophyll a, SON Biologisches Untersuchungs- programm (Anzahl der Unter- Rohwasser Talsperre 102 150 Phytoplankton suchungen im Jahr 2019) 150 Zooplankton
ERGEBNISSE
Bei der Trinkwasseraufbereitung aus Oberflächenwasser spielt die Wassersäule verteilt. Mit Beginn der Sommerstagnation sedimen- Entfernung von suspendierten Feststoffen eine wichtige Rolle. In tierten die Kieselalgenkolonien aufgrund der fehlenden Turbulenz der Regel sind die partikulären Bestandteile organischer Herkunft ab und wurden im Rohwasser nicht mehr nachgewiesen. (Planktonorganismen, Bakterien, Pilze, Detritus). Eine Ausnahme Im Mai war vergleichsweise wenig Phytoplankton im Rohwasser bilden Hochwasserereignisse, die zu hohen mineralischen Trübstoff- enthalten. gehalten führen können. Zur Überwachung des partikelabschei- Ab Juni kam es wieder zu einer Zunahme des Phytoplanktons im denden Prozesses bei der Aufbereitung des Rohwassers aus der Rohwasser, die vor allem durch das Vorkommen von Planktothrix Wahnbachtalsperre werden neben kontinuierlichen Trübungsmes- rubescens geprägt war. Die Blaualgen hatten sich oberhalb der Roh- sungen auch Bestimmungen der Summenparameter Chlorophyll wasserentnahmetiefe eingeschichtet, allerdings wurden im Sommer a und Suspendierter Organischer Stickstoff (SON) sowie Plankton- vermehrt die Trichome von Planktothrix bzw. Bruchstücke davon im zählungen durchgeführt. Rohwasser nachgewiesen. Die Zusammensetzung und Menge der Planktonorganismen im Roh- Ab August gingen die Zellzahlen beziehungsweise das Biovolumen wasser wird dabei nicht nur durch die saisonale Dynamik im Gewäs- zurück, da sich die Population aktiv in geringere Wassertiefen dicht ser bestimmt, sondern auch durch das Rohwassermanagement, also unterhalb des Epilimnions verlagerte und sich somit von der Ent- zum Beispiel den Wechsel der Entnahmehöhe, beeinflusst. nahmetiefe des Rohwassers entfernte. Die Planktothrix-Population brach im Laufe des Monats Oktober Die Phytoplanktonentwicklung im Rohwasser war im Jahr 2019 durch relativ schnell zusammen, erkennbar an den abnehmenden Nach- einen zweigipfeligen Verlauf und das Vorkommen von Cyanobakte- weisen im Rohwasser. Zum Ende des Jahres wies das Rohwasser rien gekennzeichnet (Abbildung 1). extrem niedrige Phytoplanktongehalte auf. Der saisonale Verlauf der Einen ersten Peak erreichte das Phytoplankton in den Monaten Phytoplanktonentwicklung ließ sich auch bei den beiden Summen- Februar und März. Neben den Cyanobakterien, fast ausschließlich parametern SON sowie Chlorophyll a ablesen (Abbildung 2 und 3). Planktothrix rubescens, waren vor allem koloniebildende Kieselal- Im Filtrat blieben die Werte beider Summenparameter während des gen als typische Komponente der Frühjahrsentwicklung vertreten. gesamten Jahres unterhalb der ATT- sowie WTV-internen Richtwerte. Aufgrund der Vollzirkulation waren die Algen gleichmäßig über die Die Individuenzahlen des Zooplanktons waren über das Berichts-
Abbildung 1 Vorkommen der wichtigsten Phytoplanktongruppen im Rohwasser im Jahr 2019. Die Zellzahlen pro ml sind als siebengliedrige gleitende Mittelwerte aufgetragen.
34 jahr betrachtet niedrig (Abbildung 4). Es waren vor allem Rotatorien Strukturvarianten oder die Summe aller Microcystine in einer Probe im Rohwasser nachweisbar. Crustaceen machten zahlenmäßig nur herangezogen. einen sehr geringen Anteil aus, es waren überwiegend die Larven Aufgrund des im Jahr 2019 recht massiven Auftretens von Plankto- der Copepoden (Nauplien) im Rohwasser vertreten. thrix rubescens wurde bereits frühzeitig mit der Überwachung der Ab Mai/Juni führte die um diese Jahreszeit verstärkt einsetzende Rohwasserqualität hinsichtlich des Vorkommens von Microcystin Zooplanktonentwicklung zu einer Zunahme der Rotatorien im Roh- beziehungsweise verschiedener Strukturvarianten begonnen. wasser. Auch beim Zooplankton waren die letzten beiden Monate Die Analysen auf Algentoxine wurden durch ein externes, akkredi- des Jahres, ähnlich wie beim Phytoplankton, durch sehr geringe Ge- tiertes Untersuchungslabor durchgeführt. In den Proben wurden halte gekennzeichnet. ausschließlich die Microcystin-Varianten Desmethylmicrocystin-RR sowie –LR nachgewiesen. Die Konzentrationen des Gesamt-Micro- cystins blieben bereits im Rohwasser jederzeit unterhalb des für ÜBERWACHUNG DER ALGENTOXIN-GEHALTE Trinkwasser festgelegten Leitwertes der WHO von 1 µg/l. IM ROHWASSER Eine deutliche Reduktion der Toxin-Konzentrationen war im Filtrat, also nach dem partikeleliminierenden Aufbereitungsschritt, zu ver- Planktothrix rubescens gehört zu den toxinbildenden Cyanobakterien. zeichnen. Auch oxidative Prozesse wie die praktizierte Dosierung Die Cyanotoxine, die bei der Gattung Planktothrix am häufigsten von Kaliumpermanganat führen zu einer Eliminierung von Cyanoto- nachgewiesen werden, sind die Microcystine. Es sind inzwischen xinen. Chlordioxid ist allerdings für die Oxidation von Cyanotoxinen zirka 80 Strukturvarianten (Kongenere) des Microcystins bekannt. nicht geeignet (Umweltbundesamt, Cyanocenter). Im Trinkwasser Die World Health Organisation (WHO) hat einen Leitwert von 1 µg/l der Aufbereitungsanlage Siegelsknippen wurden überwiegend To- für eine der Strukturvarianten, das Microcystin-LR, im Trinkwasser xinkonzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze von 0,05 angegeben. Für Cyanotoxine gibt es (noch) keinen Grenzwert in der µg/l ermittelt. Nur wenige Messungen lagen knapp oberhalb der Trinkwasserverordnung. Bestimmungsgrenze, die maximal ermittelte Toxinkonzentration lag Der Leitwert der WHO wird auch als Orientierung für die anderen mit 0,2 µg/l fünffach unterhalb des Leitwertes der WHO.
Tabelle 4 Probenahmedatum Konzentration an Probenahmetermine und Ergebnisse der Microcystin-Gesamt in [µg/l] Algentoxinuntersuchungen (Microcystine) im Rohwasser der Wahnbachtalsperre 2019. 30.04.2019 0,16
24.05.2019 0,18
06.06.2019 < 0,05
25.06.2019 < 0,05
10.07.2019 0,80
31.07.2019 0,80
15.08.2019 0,70
21.08.2019 0,12
28.08.2019 0,55
11.09.2019 0,39
25.09.2019 0,29
07.10.2019 0,16
09.10.2019 0,16
14.10.2019 0,12
16.10.2019 0,12
22.10.2019 < 0,05
25.10.2019 < 0,05 Literatur 07.11.2019 < 0,05 Umweltbundesamt (o.J.): Cyanocenter UBA, Entscheidungsunterstützungssystem, Hinter- grundinformation, Trinkwasseraufbereitung, Nachoxidation, abgerufen 23.11.2020 von 13.11.2019 < 0,05 https://toxische-cyanobakterien.de/hintergrundinformation/trinkwasseraufbereitung/.
35 01
Abbildung 2 Suspendierter organischer Stickstoff (SON) im Roh- wasser und Sammelfiltrat der Trinkwasseraufbereitung Siegelsknippen (SN1) im Jahr 2019. Die rote Linie markiert den WTV-internen Richtwert von 2 µg/l SON im Filtrat.
Abbildung 3 Chlorophyll a im Rohwasser und Sammelfiltrat der Trinkwasseraufbereitung Siegelsknippen (SN1) im Jahr 2019. Die rote Linie markiert den ATT-internen Richtwert von 0,1 µg/l Chlorophyll a im Filtrat.
Abbildung 4 Vorkommen der wichtigsten Zooplanktongruppen im Rohwasser im Jahr 2019. Die Individuenzahlen pro L sind als siebengliedrige gleitende Mittelwerte aufgetragen.
36 2 GEWÄSSERUNTERSUCHUNGEN IN DEN EINZUGSGEBIETEN
2.1 WAHNBACHTALSPERRE
Die qualitative Untersuchung der oberirdischen Gewässer im Ein- • Argumente für Diskussionen mit Verursachern von Stoffeinträgen zugsgebiet bildet eine wesentliche Grundlage, um zu erhalten, • die Gewässergüte der Zuflüsse zur Talsperre zu beurteilen, • die Bewirtschaftung von Vorsperre und Stausee zu planen. • Veränderungen der Gewässergüte zu erkennen, • die Notwendigkeit von Gewässerschutzmaßnahmen zu erkennen, Im Einzugsgebiet wurden 2019 folgende Untersuchungen durch- • die Wirksamkeit von Gewässerschutzmaßnahmen zu prüfen, geführt (Tabelle 1).
Tabelle 1 Untersuchungen auf Entnahmestellen und Untersuchungen im Entnahme- Anorganische Wirkstoffe Nicht Pharma- Organische Wasserschutzgebiet zyklus Hauptionen, aus Pflanzen- relevante zeutische Spurenstoffe der Wahnbachtalsper- gesamten organischen schutzmitteln Metabolite Wirkstoffe re im Jahr 2019. Kohlenstoff Werktags Wahnbach
Wahnbach wöchentlich (Apr.–Sep.)
Wahnbach Monatlich 12 Zuflüsse (Okt.–Mrz.) Auslauf PEA, Talsperre Ausläufe Ausläufe Ausläufe Juni, Juli, Kläranlagen, Kläranlagen, Kläranlagen, September, Wahnbach, Wahnbach, Aus- Wahnbach, Aus- November Auslauf PEA, lauf PEA, lauf PEA, Talsperre, Talsperre, Talsperre, Trinkwasser Trinkwasser Trinkwasser
2.1.1 PHOSPHOR
Ein wesentlicher anorganischer Parameter für die Gewässergüte geringeres Niveau ab. Der Sieferbach zeigt exemplarisch für einige ist die Phosphorkonzentration in den Zuflüssen, da sie die Ent- Zuflüsse, die unmittelbar in den Stausee münden, eine entspre- wicklung von Algen im Stausee in starkem Maße beeinflusst. Die chende Tendenz, wobei die Jahresmittelwerte eine etwas größere Phosphoreliminierungsanlage reduziert die Phosphorkonzentration Schwankungsbreite zeigen (Grafik 1). Sie liegen in den letzten Jahren des über die Vorsperre in den Stausee abgegebenen Wassers auf zwischen 35 und 75 µg/l. Der auffällige Anstieg des Mittelwertes < 10 µg/l, um den Stausee in einem oligotrophen (nährstoffarmen) 2012 ist auf ein besonders starkes Niederschlagsereignis zurück- Zustand zu halten. In Grafik 1 sind die Jahresmittelwerte der Phos- zuführen, das Erosion und damit einen starken Phosphoreintrag phorkonzentration (von 1979 bis 2019) für den Wahnbach und den zur Folge hatte. Die niedrige Jahresmittelkonzentration von 36 µg/l Sieferbach dargestellt. Am Wahnbach, der 80 Prozent des Zuflus- in 2013 wird von einem leicht steigenden Trend bis 2017 abgelöst, ses in Richtung Talsperre führt, ist zu erkennen, dass die mittleren anschließend sinkt sie allerdings in den trockenen Jahren 2018 und Phosphorkonzentrationen seit 1985 kontinuierlich stark gesunken 2019 wieder ab. sind und sich seit 2003 auf einem Konzentrationsniveau von zirka 70 µg/l befinden. 2014 und 2015 ist im Mittelwert des Wahnbaches In Grafik 2 sind die Jahresmittelwerte von 1969 bis 2019 für wei- ein leichter Anstieg zu erkennen, der auf Phosphoreinträge durch tere Zuflüsse, die unmittelbar in den Stausee münden, dargestellt. Erosionsereignisse nach einzelnen starken Niederschlagsereignis- Es ist deutlich erkennbar, dass die Konzentrationen nach hohen sen (zum Beispiel am 31. März 2015 von 697 µg/l, Grafik 3) zurück- Werten in den 1970er Jahren (teilweise auch 1980er) zunächst ab- geführt wird. Dies zeigt, dass hohe Einträge in Einzelfällen trotz der gesunken sind und sich anschließend auf einem Niveau von zirka 50 umfangreichen Maßnahmen zum Erosionsschutz auftreten können. µg/l stabilisiert haben. Es treten aber auch immer wieder einzelne Es ist aber wahrscheinlich, dass das Konzentrationsniveau ohne die Jahre mit höheren Jahresmittelwerten auf, die auf Einzelereignisse durchgeführten Erosionsschutzmaßnahmen deutlich höher liegen im Jahresverlauf mit besonders hohen Phosphoreinträgen zurück- würde. Anschließend sinken die Jahresmittelwerte wieder auf ein zuführen sind.
37 02
Wahnbach 250
200
150 Phosphor (µg/l)Phosphor - 100
Gesamt 50
0 1979 1984 1989 1994 1999 2004 2009 2014 2019
Grafik 1 Sieferbach Entwicklung der Phosphatkonzentrationen in Jahres- 250 mittelwerten im Wahnbach und im Sieferbach.
200
150 Phosphor (µg/l)Phosphor
- 100
Gesamt 50
0 1979 1984 1989 1994 1999 2004 2009 2014 2019
Die Gründe für den insgesamt geringeren Phosphoreintrag liegen in zentration auf höherem Niveau als im Zeitraum September/Oktober durchgeführten Maßnahmen zur Abwasserbeseitigung, in den Maß- bis April/Mai. Folglich tritt das Verteilungshoch tritt im Sommer auf. nahmen zum Erosions- und Abschwemmungsschutz auf landwirt- Phosphor wird vor allem durch oberflächige Erosion und Abschwem- schaftlich genutzten Flächen und zum Teil in geänderten Nutzungen mung oder durch Direkteinträge in die oberirdischen Gewässer ein- von Teichanlagen, die im Hauptzufluss der Gewässer liegen. Es ist getragen. Die erhöhten Werte in der Sommerperiode werden daher aber auch erkennbar, dass die abgesenkten Konzentrationen immer auf die landwirtschaftliche Flächennutzung mit Beweidung und Aus- noch zu hoch sind, um den Stausee ohne technische Maßnahmen bringung von Wirtschaftsdüngern sowie Einträge aus den Abläufen in einem oligotrophen Zustand zu halten. der Kläranlagen bei gleichzeitig geringer Wasserführung in den ober- irdischen Gewässern zurückgeführt. Die höheren Abflussmengen Die Darstellung der einzelnen Messwerte im Wahnbach für den im Zeitraum von Oktober bis April führen zu einer Verdünnung und Zeitraum 2012 – 2019 (Grafik 3) zeigt, dass Konzentrationsspitzen somit zu einer Absenkung des Konzentrationsniveaus. Unabhängig von bis zu über 400 µg/l (2015: 697 µg/l) erreicht werden, die in der von dieser Grundtendenz können auch im Winterhalbjahr nach star- Phosphoreliminierungsanlage ebenfalls auf unter 10 µg/l reduziert ken Niederschlägen deutliche Konzentrationsspitzen auftreten, wie werden. Entsprechende Konzentrationsspitzen treten ebenfalls in zum Beispiel im Winterhalbjahr 2017 sehr gut zu erkennen war. 2019 Zuflüssen auf, die unmittelbar in den Stausee münden. Eine deut- sind Jahresmittelwerte der Phosphorkonzentration im Vergleich zu liche jahreszeitliche Tendenz ist in der Konzentrationsverteilung 2018 in den meisten Zuflüssen auf einem ähnlichen Niveau und erkennbar. Etwa von April/Mai bis September/Oktober liegt die Kon- teilweise leicht gestiegen (Grafik 2 und Grafik 3).
Östliche Zuflüsse 500
400
300 Phosphor (µg/l)Phosphor - 200
Gesamt 100
0 1969 1974 1979 1984 1989 1994 1999 2004 2009 2014 2019 Grafik 2 Derenbach Bleibach Birkenbach Hellenbach Ingenbach Alzenbach Entwicklung der Phosphatkonzentration (Jahresmittelwerte) in den Zuläufen der Talsperre von 1969 bis 2019.
Westliche Zuflüsse 500 bis zu 2073 µg/l
400
300
200
Gesamt-Phosphor (µg/l) Gesamt-Phosphor 100
0 1969 1974 1979 1984 1989 1994 1999 2004 2009 2014 2019 38 Stompsbach Sieferbach Füllenbach Lehnbach Steimelsbach (Zieferbach) Wolkersbach 500 697
400
300 Grafik 3 Entwicklung der Phosphorkonzentration im Wahnbach Phosphor (µg/l) Phosphor - 200 (Einzelwerte). Gesamt 100
0 1.1.2012 1.1.2013 1.1.2014 1.1.2015 1.1.2016 1.1.2017 1.1.2018 1.1.2019 1.1.2020
2.1.2 NITRAT
Die Jahresmittelwerte der Nitratkonzentration im Wahnbach liegen jahr deutlich geringer und setzt erst im Winterhalbjahr mit Beginn seit Beginn der Beobachtung unter 25 mg/l. Sie befinden sich da- der „Grundwasserneubildungsphase“ ein. Unabhängig von dieser mit im Vergleich zum Grenzwert der Trinkwasserverordnung 2001 Grundtendenz können auch im Sommerhalbjahr Konzentrations- (Stand 19. Juni 2020) von 50 mg/l auf sehr niedrigem Niveau. Seit spitzen auftreten, die nach Starkregenereignissen vor allem durch 1998 ist ein sinkender Trend mit Konzentrationen unter 15 mg/l zu oberflächigen Abtrag verursacht werden. beobachten (Grafik 4). Der Jahresmittelwert 2019 beträgt 11 mg/l und ist somit etwas höher im Vergleich zum Vorjahr. Die Ganglinien 2019 liegen die Konzentrationsspitzen im Wahnbach bei maximal der Jahresmittelwerte von Nitrat und Phosphor zeigen im Jahres- 22,4 mg/l (Grafik 4). Diese geringen Nitratkonzentrationen sind im mittel einen vergleichbaren Trend. Die Werte steigen von 1968 bis Hinblick auf den Grenzwert der Trinkwasserverordnung 2001 (Stand 1984/85 auf ein Maximum an und folgen anschließend einem deut- 19. Juni 2020, 50 mg/l) und die Talsperrenbewirtschaftung außer- lich abfallenden Trend. Dies bedeutet, dass die Stoffeinträge beider ordentlich günstig. Inhaltsstoffe auf die gleichen Quellen zurückzuführen sind. Die Ver- lagerungsmechanismen sind allerdings sehr unterschiedlich. Dies Die Jahresmittelwerte der Nitratkonzentration sind in einzelnen Zu- wird an der gegenläufigen Konzentration im Jahresverlauf deutlich. flüssen etwas höher als im Wahnbach (Grafik 5), liegen aber 2019 Die Nitratkonzentration zeigt im Sommerhalbjahr (zirka April bis immer unter 22 mg/l. 2019 ist die Nitratkonzentration in den meisten Oktober) ein deutliches Verteilungsminimum und im Winterhalbjahr Zuflüssen im Vergleich zu 2018 leicht gestiegen. In allen Zuflüssen (zirka Oktober bis April) ein deutliches Verteilungsmaximum. Nitrat sind durchgehend fallende Tendenzen über längere Zeiträume zu wird nicht wie Phosphor im Oberboden sorbiert und vor allem durch beobachten. In einigen Zuflüssen werden sogar 10 mg/l unterschrit- Erosions- und Abschwemmungsprozesse in die oberirdischen Ge- ten (Wolkersbach, Stompsbach, Sieferbach, Lehnbach). Bezogen auf wässer eingetragen, sondern wird nach Niederschlägen gelöst mit die letzten Jahre ist teilweise eine Stabilisierung der Konzentrationen dem Sickerwasser durch die Bodenzone transportiert und anschlie- auf niedrigem Niveau festzustellen. Dies ist auch an der Darstellung ßend über Zwischenabfluss und Grundwasser in die oberirdischen der Einzelwerte des Wahnbachs für die letzten Jahre zu erkennen Gewässer verlagert. Der Stoffaustrag ist daher im Sommerhalb- (Grafik 4).
25 Jahresmittelwerte
20
15
10 Nitrat (mg/l) Nitrat
5 Grafik 4 0 der Nitratkonzentration im Wahnbach 1969 1974 1979 1984 1989 1994 1999 2004 2009 2014 2019 (Einzelwerte).
25 Einzelwerte
20
15
10 Nitrat (mg/l) Nitrat
5
0 01.01.2012 01.01.2013 01.01.2014 01.01.2015 01.01.2016 01.01.2017 01.01.2018 01.01.2019 01.01.2020 39 02
Östliche Zuflüsse 40 Grafik 5 Entwicklung der Nitratkonzentration (Jahresmittelwerte) in 30 den direkten Zuläufen der Talsperre von 1969 bis 2019.
20 Nitrat (mg/l) Nitrat
10
0 1969 1974 1979 1984 1989 1994 1999 2004 2009 2014 2019 Derenbach Bleibach Birkenbach Hellenbach Ingenbach Alzenbach
Östliche Zuflüsse 40
30
20 Nitrat (mg/l) Nitrat
10
0 1969 1974 1979 1984 1989 1994 1999 2004 2009 2014 2019 Derenbach Bleibach Birkenbach Hellenbach Ingenbach Alzenbach
2.1.3 WIRKSTOFFE AUS und Hillesheim vereinzelt bei den oben genannten Wirkstoffen aus PFLANZENSCHUTZMITTELN Pflanzenschutzmitteln überschritten (Tabelle 2). Dieser Grenzwert gilt nicht für den Metabolit AMPA. Die Entnahmestellen für die Untersuchungen auf Pflanzenschutz- Im Wahnbach, vor der Mündung in die Vorsperre, wurde 2019 die mittel sind auf einer Karte in Grafik 6 dargestellt und die Untersu- in den Ausläufen der Kläranlagen nachgewiesene Substanz AMPA chungsergebnisse in Tabelle 2 zusammengefasst. Diese Übersicht ebenfalls gefunden. Die Häufigkeit der Nachweise und die Kon- zeigt nicht alle untersuchten Wirkstoffe und Abbauprodukte (Meta- zentrationshöhen sind allerdings geringer geworden. Glyphosat, bolite), sondern nur die, die schon einmal nachgewiesen wurden. Triclosan 2,4-Dichlorphenoxyessigsäure, Mecoprop, Metribuzin, Terbutryn und Clopyralid wurden nicht mehr beobachtet. Jedoch Das Untersuchungsspektrum auf Wirkstoffe aus Pflanzenschutz- wurden Metolachlor und Terbuthylazin sowie dessen Metabolit De- mitteln und deren Abbauprodukte umfasst 44 Stoffe, die im haus- sethylterbuthylazin nachgewiesen. Diese Stoffe finden in der Land- eigenen Labor untersucht werden. Das Beprobungsintervall und wirtschaft Anwendung. Die Konzentrationen lagen überwiegend Analysespektrum der Entnahmestellen kann Tabelle 2 entnommen unter dem Grenzwert der Trinkwasserverordnung 2001 (Stand 19. werden. Zusätzlich zu diesen Analysen wurden 2019 in den Monaten Juni 2020) von 0,1 µg/l je Einzelsubstanz. Lediglich die Konzentration Juni, Juli, September und November zirca 100 weitere Wirkstoffe aus von Desethylterbuthylazin lag im Juli mit 0,152 µg/l über dem Grenz- Pflanzenschutzmitteln und deren Abbauprodukte durch ein externes wert der Trinkwasserverordnung (Stand 19. Juni 2020). Insgesamt Institut analysiert. Diese Beprobungen wurden jeweils zu Phasen mit wurde die Belastung des Wahnbaches mit Wirkstoffen aus Pflanzen- Niedrigwasserabfluss durchgeführt (Grafik 7). schutzmitteln und deren Abbauprodukten (Metabolite) seit 1989 stark verringert. Die im Januar und Februar 2019 durchgeführten In den Ausläufen der Kläranlagen Much und Hillesheim wurden 2019 Analysen im Einlauf der Phosphoreliminierungsanlage (PEA) zeigten am häufigsten Glyphosat mit seinem Abbauprodukt AMPA (Grafik keine Wirkstoffe aus Pflanzenschutzmitteln oder deren Abbaupro- 8), Terbutryn und Triclosan nachgewiesen. Glyphosat kann als „Un- dukte. Im Auslauf (Filtrat) der PEA und im Rohwasser der Wahn- krautvernichter“ Anwendung finden und Terbutryn sowie Triclosan bachtalsperre wurde im Juli, September und November Metalochlor können in Fassadenmaterialien enthalten sein. Auch die vereinzelt unterhalb des Grenzwertes nachgewiesen. Terbuthylazin wurde im nachgewiesenen Wirkstoffe Clopyralid, 2,4-Dichlorphenoxyessigsäu- Juli und September im Auslauf der PEA und im Juni, September und re, Metribuzin und Mecoprop können unter anderem als „Unkraut- November im Rohwasser der Wahnbachtalsperre, ebenfalls unter- vernichter“ im Hausgartenbereich eingesetzt werden. Der Grenzwert halb des Grenzwertes, nachgewiesen. Diese Beobachtungen zeigen, der Trinkwasserverordnung 2001 (Stand 19. Juni 2020) von 0,1 µg/l je dass die Aufbereitung in der Phosphoreliminierung nicht zu einer Einzelsubstanz wurde nur in den Ausläufen der Kläranlagen in Much Elimination der Wirkstoffe aus Pflanzenschutzmitteln oder deren 40 Grafik 6 Entnahmestellen für die Untersuchungen auf Pflanzen- schutzmittel (PBSM) im Jahr 2019 im Wasserschutzgebiet der Wahnbachtalsperre. Entnahmestellen zur PBSM-Analytik 1 Kläranlagen Much und Hillesheim Juni, Juli, September, November 2 1 Kläranlage Much Wahnbach Wöchentlich 3 Auslauf Phosphoreleminierungsanlage (PEA) Monatlich 4 Zuläufe Halbjährlich im April und Oktober 5 Rohwasser Talsperre Monatlich Kläranlage 6 1 Trinkwasser TAS Hillesheim Juni, Juli, September, November Entnahmestellen zur PBSM-Analytik 1 Kläranlagen Much und Hillesheim Juni, Juli, September, November 2 1 Kläranlage Much Wahnbach 2 Wahnbach Wöchentlich 3 Auslauf Phosphoreleminierungsanlage3 (PEAPEA) Auslauf Monatlich Wasserschutzzone 4 4 ZuläufeZuläufe I (Alzen-,Halbjährlich Hellen-, Deren-, im April und Oktober II A Siefer-,5 Rohwasser Krautwiesen-, Talsperre II B (Innerer Bereich) Lehnbach) Monatlich 5 Rohwasser Talsperre II B (Äußerer Bereich) Kläranlage 6 1 Trinkwasser TAS III Hillesheim Juni, Juli, September, November
Trinkwasser TAS 6 Entnahmestellen zur PBSM-Analytik 1 Kläranlagen Much und Hillesheim 2 Wahnbach Juni, Juli, September, November 2 1 Kläranlage Much Wahnbach 3 PEA Auslauf Wöchentlich 3 Auslauf Phosphoreleminierungsanlage (PEA) Wasserschutzzone Monatlich 4 Zuläufe I 4 Zuläufe (Alzen-, Hellen-, Deren-, II A Halbjährlich im April und Oktober Siefer-, Krautwiesen-, II B (Innerer Bereich) 5 Rohwasser Talsperre Lehnbach) 5 Rohwasser Talsperre Monatlich Kläranlage II B (Äußerer Bereich) 6 1 Trinkwasser TAS Hillesheim III Juni, Juli, September, November 41
Trinkwasser TAS 6 2 Wahnbach
3 PEA Auslauf Wasserschutzzone 4 Zuläufe I (Alzen-, Hellen-, Deren-, II A Siefer-, Krautwiesen-, II B (Innerer Bereich) Lehnbach) 5 Rohwasser Talsperre II B (Äußerer Bereich) III
Trinkwasser TAS 6 02
Auslauf Roh- Auslauf Wahn- Einlauf Auslauf Zuflüsse KA Hilles- wasser KA Much1) bach2) PEA3) PEA4) Stausee5) heim1) Talsperre4)
Diuron 0 0 0 0 0 0 0
Juni, Juli, Juni, Juli, Glyphosat1) 0 0 0 0 0 Sep Sep, Nov Tabelle 2 Nachweise von Wirkstoffen Juni, Juli, Juni, Juli, Juni, Juli, aus Pflanzenschutzmitteln AMPA1) 0 0 0 0 Sep, Nov Sep, Nov Sep und deren Abbauprodukte im Wasserschutzgebiet der Simazin 0 0 0 0 0 0 0 Wahnbachtalsperre im Jahr 2019. Juni, Juli, Terbutryn Juli, Nov 0 0 0 0 0 Nov
Juni, Sep, Terbuthylazin Juni 0 Juli 0 Juli, Sep 0 Nov
Desethylterbuthylazin 0 0 Juli 0 0 0 0
Juni, Sep, Juli, Sep, Juni, Sep, Metolachlor 0 0 0 0 Nov Nov Nov
Mecoprop Sep 0 0 0 0 0 0
MCPA 0 0 0 0 0 0 0
Dicamba 0 0 0 0 0 0 0
Prometryn 0 0 0 0 0 0 0
Sebuthylazin 0 0 0 0 0 0 0
Dichlorprop 0 0 0 0 0 0 0
Bentazon 0 0 0 0 0 0 0
Metribuzin Juli Juli 0 0 0 0 0
Atrazin 0 0 0 0 0 0 0
Desisopropylatrazin1) 0 0 0 0 0 0 0
Bromacil 0 0 0 0 0 0 0
Bromoxynil 0 0 0 0 0 0 0
Fluroxypyr1) 0 0 0 0 0 0 0
2,4-D Juli Juli 0 0 0 0 0
Propoxur 0 0 0 0 0 0 0
Juni, Juli, Triclosan1) Sep 0 0 0 0 0 Sep
Clopyralid Sep Sep 0 0 0 0 0
Propicanazol1) 0 0 0 0 0 0 0
Isoproturon 0 0 0 0 0 0 0
2,6 Dichlorbenzamid1) 0 0 0 0 0 0 0
Trichlorpyr 0 0 0 0 0 0 0
Weiter auf Seite 43
Erläuterung 2) Untersuchung Apr bis Sep wöchentlich; Okt bis März monatlich 0 = kein Nachweis 3) Untersuchung nur im Jan + Feb rote Markierung = Überschreitung des GOW 4) Untersuchung monatlich 1) Untersuchung nur im Mai + Juli + Sept + Nov 5) Untersuchung nur im April + Okt 42 MCPB 0 0 0 0 0 0 0
2,4,5-T 0 0 0 0 0 0 0
2,4-DB 0 0 0 0 0 0 0
Ioxynil 0 0 0 0 0 0 0
Tebucanazol1) 0 0 0 0 0 0 0
Nitrosodimethylamin 0 0 0 0 0 0 0 (NDMA)1)
Pethoxamid1) 0 0 0 0 0 0 0
Cybutryn1) 0 0 0 0 0 0 Nov
Abbauprodukte führt. In sechs Zuflüssen (Grafik 6), die unmittel- relevante Metabolite sind Abbauprodukte von Pflanzenschutzmittel- bar in den Stausee münden, wurden keine Wirkstoffe oder deren wirkstoffen, die weder eine definierte pestizide Restaktivität, noch Metabolite nachgewiesen. ein pflanzenschutzrechtlich relevantes humantoxisches oder öko- Zusammenfassend ist festzustellen, dass Einträge aus dem Sied- toxisches Potenzial besitzen. Die Bewertung ihrer Anwesenheit im lungsbereich (Ausläufe der Kläranlagen) und aus dem landwirtschaft- Trinkwasser folgt deshalb dem Vorsorge-Konzept der gesundheit- lichen Bereich erfolgen. Die Ergebnisse zeigen, dass die Zahl der lichen Orientierungswerte (GOW) für „nicht bewertbare“ Stoffe des nachgewiesenen Stoffe und deren Konzentration auf der Transport- Umweltbundesamtes (UBA). In Tabelle 3 sind die Untersuchungs- strecke von den Ausläufen der Kläranlagen bis hin zur Rohwasser- stellen, die jeweilige Häufigkeit der Untersuchungen und die zu- entnahme deutlich abnehmen (Tabelle 2). sammengefassten Ergebnisse dargestellt.
Das in der Öffentlichkeit intensiv diskutierte Glyphosat (mit seinem Von 27 untersuchten nrM wurden 2019 nur zwei nachgewiesen. Die Abbauprodukt AMPA) wird als Totalherbizid zur Unkrautbekämpfung nachgewiesenen Metabolite sind Abbauprodukte aus Wirkstoffen, auf befestigten Flächen und im Rahmen des Direktsaatverfahrens die bei Mais (S-Metolachlor) und Zuckerrüben (Methyldesphenyl- auf landwirtschaftlichen Flächen eingesetzt. AMPA kann auch aus chloridazon) eingesetzt werden. Die beobachteten Konzentrationen den Phosphorverbindungen, die zum Beispiel in Waschmitteln ent- liegen jeweils deutlich unter den gesundheitlichen Orientierungswer- halten sind, gebildet werden. Eine eindeutige Zuordnung zu einer ten. Die zeitliche Darstellung für Desphenyl-Chloridazon-Metabolit Belastungsquelle ist nicht möglich. Es erscheint allerdings unwahr- B zeigt, dass seit 2013 der gesundheitliche Orientierungswert von scheinlich, dass die Einträge aus der Anwendung des Direktsaat- 3,0 µg/l dauerhaft unterschritten ist (Grafik 9). 2019 wurde dieser verfahrens stammen, da dieses gerade die Erosion und den damit nrM an keiner der Entnahmestellen im Wasserschutzgebiet der verbundenen Eintrag in die oberirdischen Gewässer vermindert. Wahnbachtalsperre nachgewiesen (Grafik 9). Dafür sprechen auch die höheren Konzentrationen in den Ausläufen der Kläranlagen und die deutliche Konzentrationsabnahme auf der Die Konzentrationsverteilung an den verschiedenen Entnahmestel- Fließstrecke des Wahnbaches (Grafik 8, Seite 44). len in den Vorjahren ist ein weiterer Hinweis, dass Einträge in die Im Juni, Juli, September und November wurden Untersuchungen oberirdischen Gewässer auch aus der Anwendung von Pflanzen- auf nicht relevante Metabolite (nrM) durchgeführt (Tabelle 3). Nicht schutzmittelwirkstoffen in der Landwirtschaft erfolgen. Die Grafik
12
10
8
m ³/ s 6 Zusätzliche Beprobungen
4
2
0 01.01.2019 01.02.2019 01.03.2019 01.04.2019 01.05.2019 01.06.2019 01.07.2019 01.08.2019 01.09.2019 01.10.2019 01.11.2019 01.12.2019
Grafik 7 Abflussmengen des Wahnbachs im Jahr 2019.
43 02
1,0
0,8
0,6 µg/l 0,4
0,2
0,0 Juni Juli Sep Nov Juni Juli Sep Nov Juni Juli Sep Nov Juni Juli Sep Nov Juni Juli Sep Nov Juni Juli Sep Nov KA Much KA Hillesheim Wahnbach PEA-Auslauf RW-Talsperre TW-Talsperre Fließrichtung Glyphosat AMPA
Grafik 8 Glyphosat und sein Abbauprodukt AMPA im Wasserschutzgebiet der Wahnbachtalsperre im Jahr 2019.
zeigt auch, dass Einträge über die Kläranlagen erfolgen, dass auf Stoffe mindestens einmal nachgewiesen. Die Konzentrationen sind der Fließstrecke des Wahnbachs eine Verdünnung erfolgt und dass an dieser Stelle deutlich niedriger und die Überschreitung des GOW keine Reduktion durch die Aufbereitung in der PEA und den Aufent- wurde hier nur bei drei Stoffen beobachtet. Im Auslauf der PEA halt im Stausee auftritt. wurden 16 dieser Stoffe nachgewiesen, wobei drei den GOW über- schritten. Im Rohwasser der Talsperre und im Trinkwasser wurden 18 beziehungsweise 19 Stoffe in Konzentrationen weit unterhalb des jeweiligen GOW nachgewiesen. 2.1.4 ARZNEIMITTEL UND TIERARZNEIMITTEL Darüber hinaus wurden im Juni und November ebenfalls Unter- Im gleichen Zeitraum wurden ebenfalls orientierende Untersuchun- suchungen auf 14 Wirkstoffe aus Tierarzneimitteln durchgeführt gen auf 20 Wirkstoffe aus Arzneimitteln beziehungsweise deren Me- (Grafik 12). In den Ausläufen der Kläranlagen Much und Hillesheim tabolite durchgeführt. In den Ausläufen der Kläranlagen in Much wurden fünf Stoffe mindestens einmal nachgewiesen. und Hillesheim wurden alle Stoffe mindestens einmal nachgewiesen (Grafik 10). Die Konzentrationen lagen bei drei Stoffen deutlich über dem vom Die Konzentrationen lagen teilweise deutlich über dem jeweiligen Umweltbundesamt empfohlenen Orientierungswert von 0,1 µg/l je GOW gemäß den Empfehlungen des Umweltbundesamtes für Trink- Einzelsubstanz. Im Wahnbach vor der Mündung in die Vorsperre wasser (Grafik 10). Dies wird besonders bei dem Antidiabetikum und im Auslauf der PEA wurde nur noch einer dieser Stoffe mit Metformin und seinem Abbauprodukt Guanylharnstoff deutlich, einer Konzentration deutlich kleiner 0,1 µg/l nachgewiesen. Sowohl die den GOW von 1,0 µg/l deutlich überschreiten (Grafik 11). Im im Rohwasser der Talsperre als auch im Trinkwasser wurde keiner Wahnbach vor der Mündung in die Vorsperre wurden 18 dieser dieser Stoffe nachgewiesen.
KA Much KA Hillesheim Wahnbach 0,5 GOW = 3,0 µg/l 0,4
0,3
0,2 µg/l
0,1
0 20.06.2013 25.06.2013 02.07.2013 08.07.2013 15.07.2013 22.07.2013 30.07.2013 05.08.2013 12.08.2013 19.08.2013 28.08.2013 03.09.2013 09.09.2013 16.09.2013 24.09.2013 14.10.2013 04.11.2013 07.04.2014 12.05.2014 02.06.2014 23.06.2014 07.07.2014 22.07.2014 04.08.2014 18.08.2014 08.09.2014 22.09.2014 06.10.2014 03.11.2014 13.04.2015 04.05.2015 08.06.2015 06.07.2015 03.08.2015 07.09.2015 05.10.2015 02.11.2015 09.05.2016 04.07.2016 05.09.2016 07.11.2016 08.05.2017 11.07.2017 04.09.2017 06.11.2017 07.05.2018 02.07.2018 05.11.2018 03.06.2019 01.07.2019 02.09.2019 04.11.2019
KA Much KA Hillesheim Wahnbach RW Talsperre PEA Einlauf PEA Auslauf TW Talsperre
Grafik 9 44 Desphenyl-Chloridazon Metabolit B im Wasserschutzgebiet der Wahnbachtalsperre von 2013 bis 2019. Im Jahr 2019 wurde Desphenyl-Chloridazon Metabolit B an keiner der Entnahmestellen nachgewiesen. Entnahme - stelle KA Much KA Hillesheim Quelle Wahnbach Unterlauf Wahnbach Zulauf PEA PEA Filtrat Rohwasser Talsperre Trinkwasser
Häufigkeit der 4 4 0 4 0 4 4 4 Untersuchung
Nicht relevanter GOW Metabolit
S-Metolachlor- Sulfonsäure 3,0 / / / / / / / / CGA 357704
S-Metolachlor- Sulfonsäure CGA 3,0 / / / / / / / / 351916 (C-Metabolit)
S-Metolachlor- Sulfonsäure CGA 1,0 / / / / / / / / 380208
S-Metolachlor- Sulfonsäure NOA 1,0 / / / / / / / / 413173
S-Metolachlor- Sulfonsäure CGA (3) (3) (3) (3) 3,0 / / / / 380168 0,05-0,07 0,05-0,07 0,05-0,08 0,05-0,08 (S-Metabolit)
S-Metolachlor- Sulfonsäure 3,0 / / / / / / / / CGA 368208
Metazachlor- Sul- fonsäure 3,0 / / / / / / / / BH 479-9
Metazachlor 3,0 / / / / / / / / BH 479-12
Metazachlor 1,0 / / / / / / / / BH 479-11
Metazachlor 3,0 / / / / / / / / C-Metabolit
Metazachlor 3,0 / / / / / / / / S-Metabolit
Desphenylchlori- 3,0 / / / / / / / / dazon Met. B
Methyldesphenyl- (3) chloridazon 3,0 / / / / / / / 0,07-0,1 Met. B 1
Dimethylsulfamid 1,0 / / / / / / / / (DMS)
Weiter auf Seite 46
Erläuterung Konzentrationen in µg/l
GOW = Gesundheitlicher Orientierungswert gemäß Bundes Umwelt Amt (31. Januar 2012), Konzentration in µg/l 45 KA = Kläranlage; PEA = Phosphoreliminierungsanlage 02
Dimethachlor 3,0 / / / / / / / / CGA 369873
Dimethachlor 1,0 / / / / / / / / ESA
Dimethachlor 1,0 / / / / / / / / OA
Dimethenamid 1,0 / / / / / / / / ESA
Dimethenamid 1,0 / / / / / / / / OA
Flufenacet 1,0 / / / / / / / / M 2 (ESA)
Flufenacet / / / / / / / / / OA
Quinmerac 3,0 / / / / / / / / BH 518-5
Chlotalonil 3,0 / / / / / / / / Met. M 5
Chlortalonil 3,0 / / / / / / / / Met. M 12
Metalaxyl 1,0 / / / / / / / / GA 108906
Metalaxyl 1,0 / / / / / / / / CGA 62826
Tritosulfuron 1,0 / / / / / / / / 635M01 (BH 635)
Erläuterung Konzentrationen in µg/l GOW = Gesundheitlicher Orientierungswert gemäß Bundesumweltamt (31. Januar 2012), Konzentration in µg/l KA = Kläranlage; PEA = Phosphoreliminierungsanlage
2.1.5 SPURENSTOFFE
Es wurden auch orientierende Untersuchungen auf elf weitere or- stoffe in Fließrichtung festzustellen. Die Ausläufe der Kläranlagen in ganische Spurenstoffe durchgeführt (TFA, Komplexbildner, Triazole, Much und Hillesheim zeigen starke Einflüsse mit einer anschließend Süßstoffe, Flammschutzmittel). In den Ausläufen der Kläranlagen deutlichen Reduzierung entlang der Fließstrecke des Wahnbachs. Much und Hillesheim wurden zehn Stoffe nachgewiesen. Bei den Dies wird besonders am Süßstoff Acesulfam und TFA deutlich (Grafik Triazolen, den Flammschutzmitteln und den Komplexbildnern tre- 15 und Grafik 16). Acesulfam gilt in sauerstoffhaltigem Milieu als sehr ten teils erhebliche Überschreitungen der GOW für Trinkwasser auf persistent. Die Verringerung der Konzentrationen auf dem Trans- (Grafik 13 bis Grafik 15). Im Unterlauf des Wahnbachs, im Auslauf portweg bis zum Einlauf in die Vorsperre wird daher, auch wegen der PEA, im Rohwasser der Talsperre sowie im Trinkwasser wurden der kurzen Fließzeiten, auf einen Verdünnungseffekt im Wahnbach diese elf Stoffe ebenfalls beobachtet. Die Konzentrationen liegen zurückgeführt. Auf dem weiteren Transportweg bis in das Rohwasser aber weit unterhalb der jeweiligen GOW. können zusätzlich Abbauprozesse in der Vorsperre und im Stausee Insgesamt ist eine Abnahme in den Konzentrationen der Spuren- wirksam werden (längere Verweilzeiten).
46 35
30
25
20
µg/L 15
10
5 Grafik 10 Arzneimittel im Wasserschutzgebiet der Wahnbachtalsperre im Jahr 2019. 0 Juli Juli Juli Juli Juli Juli Juni Juni Juni Juni Juni Juni November November November November November November September September September September September September
KA KA PEA- RW- TW- Much Hillesheim Wahnbach Auslauf Talsperre Talsperre
Fließrichtung
Sulfa- Bisoprolol Metoprolol Sotalol Bezafibrat Diclofenac Ibuprofen Naproxen Carbama- methoxazol zepin Candesartan Valsartan Valsartansäure Amido- Iohexol Iomeprol Iopamidol Iopromid trizoesäure
Metformin 4,0 GOW = 1,0 µg/l
3,0
2,0 µg/l
1,0
0,0 Juni Juni Juni Juni Juni Juni November November November November November November KA KA PEA- RW- TW- Much Hillesheim Wahnbach Auslauf Talsperre Talsperre Grafik 11 Fließrichtung Metformin und sein Metabolit Guanylharnstoff im Wasserschutzgebiet der Wahnbachtalsperre im Jahr 2019. Guanylharnstoff 250
200
150 µg/l 100
50
0 Juni Juni Juni Juni Juni Juni November November November November November November KA KA PEA- RW- TW- Much Hillesheim Wahnbach Auslauf Talsperre Talsperre
Fließrichtung 47 02
Grafik 12 Tierarzneimittel im Wasserschutzgebiet der Wahnbachtalsperre im Jahr 2019.
EDTA 50
40
30 µg/l 20 Grafik 13 Nachweise des Komplexbildner EDTA (Ethylen- dinitrilotetraessigsäure) im Wasserschutzgebiet GOW (2018) = 10 µg/l 10 der Wahnbachtalsperre im Jahr 2019.
0 Juli Juli Juli Juli Juli Juli Sep Sep Sep Sep Sep Sep Juni Juni Juni Juni Juni Juni Nov Nov Nov Nov Nov Nov
KA KA RW- TW- Wahnbach PEA-Auslauf
Fließrichtung
Flammschutzmittel 2,0
1,5
1,0
µg/l Grafik 14 Nachweise von Flammschutzmitteln im Wasser- schutzgebiet der Wahnbachtalsperre im Jahr 2019. 0,5
0,0 Juli Juli Juli Juli Juli Juli Sep Sep Sep Sep Sep Sep Juni Juni Juni Juni Juni Juni Nov Nov Nov Nov Nov Nov KA KA RW- TW- Wahnbach PEA-Auslauf Fließrichtung 48 TCEP TCPP TDCP Triazole 14
12
10 Grafik 15 Nachweise von Triazolen (Industriechemika- 8 lien) im Wasserschutzgebiet der Wahnbach- talsperre im Jahr 2019. µg/l 6
4
2
0 Juli Juli Juli Juli Juli Juli Sep Sep Sep Sep Sep Sep Juni Juni Juni Juni Juni Juni Nov Nov Nov Nov Nov Nov KA KA RW- TW- Wahnbach PEA-Auslauf Fließrichtung
1H-Benzotriazol 4-Methyl-1H-Benzotriazole 5-Methyl-1H-Benzotriazole
Acesulfam 2,0
1,5
1,0
µg/l Grafik 16 Nachweise des Süßstoffs Acesulfam im Wasser- schutzgebiet der Wahnbachtalsperre im Jahr 2019. 0,5
0,0 Juli Juli Juli Juli Juli Juli Sep Sep Sep Sep Sep Sep Juni Juni Juni Juni Juni Juni Nov Nov Nov Nov Nov Nov KA KA RW- TW- Wahnbach PEA-Auslauf Fließrichtung
TFA 2,0
1,5
1,0 Grafik 17 µg/l Nachweise der Industriechemikalie (Trifluoressig- säure) TFA im Wasserschutzgebiet der Wahnbach- 0,5 talsperre im Juni 2019.
0,0 KA Much KA Hillesheim Wahnbach Auslauf PEA RW Talsperre TW Talsperre
49 02
2.2 GRUNDWASSERGEWINNUNG UNTERE SIEG (MEINDORF)
2.2.1 GEWÄSSER- UND ROHWASSERGÜTE
Die qualitative Untersuchung des Grundwassers im Einzugsgebiet ist eine wesentliche Grundlage, um • die Güte des Grundwassers im gesamten Einzugsgebiet zu beurteilen, • Belastungsschwerpunkte innerhalb des Einzugsgebietes zu erkennen, • Veränderungen der Gewässergüte zu erkennen, • die Notwendigkeit von Gewässerschutzmaßnahmen zu erkennen, • frühzeitig akute Gefährdungen der Trinkwassergewinnung zu erkennen und Schutz- oder Sanierungsmaßnahmen einleiten zu können, • die Förderung aus einzelnen Brunnen zu steuern, • Argumente für Diskussionen mit Verursachern von Stoffeinträgen zu erhalten.
Im Einzugsgebiet wurden 2019 folgende chemische Untersuchungen durchgeführt (Tabelle 4 und Grafik 18):
Untersuchungen auf:
Anorganische Hauptionen, Wirkstoffe Entnahme- Nicht relevante Pharmazeutische Organische gesamten aus Pflanzenschutz- zyklus Metabolite Wirkstoffe Spurenstoffe organischen mitteln Kohlenstoff
12 Grundwasser- Monatlich messstellen
Halb- 31 Grundwasser- jährlich messstellen
15 Grundwasser- 4x pro Jahr messstellen
Juni, 4 Grundwassermess- 4 Grundwassermess- 4 Grundwassermess- November stellen stellen stellen
Juni, Juli, Rohwasser der Brun- Rohwasser der Brun- Rohwasser der Brun- September, nen, Trinkwasser nen, Trinkwasser nen, Trinkwasser November
Tabelle 4 ± Entnahmestellen und Untersuchung von Grund- wasserproben im Grundwassergewinnungsgebiet Meindorf an der Unteren Sieg im Jahr 2019.
(! Gc2
! Ec16
Jc3 Dd1 Gc6 (! (! (! Id2 Dd3 (! ! (! Ed1
Gd1 Fd17 (! (! Dd06 (! Ed4 (! (! Ed14 Ed15 Ed8 De4 Br I (! (! (! &>Ee2 (! Ee5 (! Fe3 Ge1 Br II Ee7 (! (! Ee8 (! &> (! (! Ce7 De6 (! (! Ee10 Br IV De11 Legende (! Ee11 Ee12 Ce10 &> (! (! (! (! De12 &> örderbrunnen (! Df2 (! Df5 Cf4 Grundwassermessstelle (! (! Df4 Bf2 (! Cf5 (! Wasserschutzzonen Cf10 Ef4 (! (! A B Grafik 18