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Die Problematik, dass Stauräume zunehmend verlanden, erfordert zukünftig auch verstärkte wissenschaftliche Forschung, die letztendlich zur Konzeption nachhaltiger und ökologisch verträglicher Sedimentmanagementkonzepte beitragen soll. Bestehende Studien beleuchten vor allem technische Aspekte des Sedimentmanagements, detaillierte Untersuchungen zu den ökologischen Konsequenzen von Stauraumspülungen fehlen jedoch weitgehend. Die vorliegende Publikation arbeitet die verfügbare Literatur zu den Auswirkungen von Stauraumspülungen auf Fische auf und stellt in weiterer Folge die Ergebnisse einer Fallstudie an der Unteren Möll vor. Dort wurden die Auswirkungen einer Spülung auf die Bestände von Bachforelle, Äsche und Regenbogenforelle untersucht und mit der Fischbestandsentwicklung in einer flussauf gelegenen Kontrollstrecke verglichen, die durch ein natürliches Hochwasser, nicht aber durch Spülung, betroffen war. Die Stauraumspülung während eines 12-jährlichen Hochwasserereignisses führte zu einem drastischen Rückgang der Fischdichten um bis zu 80 %. Im Vergleich dazu führte das 20-jährliche Hochwasser in der Kontrollstrecke nur zu einem marginalen Rückgang der Fischbestände. Die Ergebnisse werden vor dem Hintergrund unterschiedlicher gewässermorphologischer Rahmenbedingungen (hydraulische Belastung, Refugialhabitate) und Artenzusammensetzungen diskutiert und die Notwendigkeit weiterer Forschung zur Entwicklung ökologisch verträglicher, gezielterer Sedimentmanagementstrategien wird unterstrichen.
Der Verlag bleibt in Hinblick auf geografische Zuordnungen und Gebietsbezeichnungen in veröffentlichten Karten und Institutsadressen neutral.
1 Einleitung: Problematik und Hintergrund
Wasserkraftnutzung zur Erzeugung elektrischer Energie und die dafür notwendigen Wehre bzw. Stauhaltungen beeinflussen die Integrität von Fließgewässern. Vielfach, z. B. bei Ausleitungskraftwerken oder bei Kraftwerken, die mit Schwellbetrieb arbeiten, wird das natürliche Abflussverhalten von Flüssen verändert. Speicherkraftwerke können sogar das Abflussgeschehen ganzer Einzugsgebiete diktieren, während Laufkraftwerke das zufließende Wasser im Regelfall weitergeben, ohne das Abflussregime signifikant zu beeinflussen.
Neben dem Abführen von Wasser ist der Transport von Sedimenten (Fest- und Schwebstoffe) der wesentlichste abiotische Prozess, der in Fließgewässern vonstattengeht. Das natürliche Förderband des Sedimenttransports, das durch Erosion, Abrieb, Sortierung und Ablagerung bestimmt wird, wird durch Wasserkraftanlagen gestört und je nach Kraftwerkstyp mitunter vollständig unterbrochen (Gabbud und Lane 2016). Störungen im Abflussregime, insbesondere aber im Sedimenthaushalt, beeinflussen die Gewässermorphologie und verursachen Veränderungen im Habitatgefüge flussab der Kraftwerke mit negativen Konsequenzen für die Biozönosen (Ligon et al. 1995). Letztendlich ist die Gestalt/Morphologie eines alluvialen Flusses – die unterschiedlichen Teillebensräume, die der Fluss eigendynamisch formt – das Ergebnis von Sedimenttransport und Sedimentation (Church 2006). Geschieberückhalt durch Wehranlagen verursacht im Speicher prinzipiell Sediment-Akkumulation, im Unterwasser führt das entstehende Geschiebedefizit meist zu Eintiefungen oder durch die Vergröberung des Substrats zur Abpflasterung der Sohle (Hauer et al. 2018).
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Potenzielle Maßnahmen zur Wiederherstellung der Durchgängigkeit an Wehren in Richtung flussauf (Organsimenwanderhilfen) sind sowohl gut erforscht als auch rechtlich verankert (BML 2021). Funktionierende Lösungen der Fischabstiegs-Problematik sind aktuell noch in Entwicklung und Gegenstand zahlreicher Forschungsinitiativen (Böttcher et al. 2015; Unfer und Rauch 2019; Schneider et al. 2017). Mit entsprechendem Engagement und dem Willen, auch zum Teil kostenintensive Lösungen umzusetzen, scheint die Sanierung der Durchgängigkeit sowohl flussauf wie auch flussab zumindest technisch machbar. Deutlich problematischer, sowohl aus wirtschaftlicher als auch aus ökologischer Sicht, ist es, nachhaltige Lösungen zur Sanierung des Sedimenthaushalts zu finden und umzusetzen.
Ab dem 20. Jahrhundert wurden in Österreich Staudämme errichtet, um Strom aus Wasserkraft zu erzeugen. Abseits dieses gesellschaftlichen Nutzens sind Stauhaltungen aufgrund der Störung des Sedimentflusses und der eingetieften Gerinne flussab davon aus ökologischer Sicht problematisch (z. B. Sowby und Hotchkiss 2022). Der gestörte Sedimenthaushalt, die Ablagerung und Anreicherung von Sedimenten sowie das Management dieser Feststoffe in Zusammenhang mit Wasserkraftnutzung stellen eine der größten wirtschaftlichen, technischen und ökologischen Herausforderungen für die nächsten Jahrzehnte dar (Hauer et al. 2018). Nicht minder groß ist die Herausforderung im Zusammenhang mit der anstehenden Wiederherstellung natürlicher dynamischer Prozesse in Fließgewässern und der großzügigen Renaturierung von Flusslandschaften und ihrem Umland (Kondolf 1997; Beechie et al. 2010; Staentzel et al. 2020).
Aufgrund des mangelnden Bewusstseins für die sedimentologischen Herausforderungen (z. B. mangelndes Prozessverständnis) ergeben sich große wirtschaftliche, technische und ökologische Probleme mit zunehmender Relevanz für die Wasserkraftindustrie, die Wasserwirtschaftsbehörden und die Gesellschaft in der Zukunft (Hauer et al. 2018). Laut Cattanéo et al. (2021) geht jährlich im Durchschnitt etwa 1 % des weltweiten Speichervolumens durch Sedimentation verloren (White 2001), was mehr ist als das Volumen, das durch den Bau neuer Stauseen geschaffen wird, sodass deren Nachhaltigkeit grundsätzlich in Frage gestellt ist (Schleiss et al. 2010). Prognosen zufolge könnten bis 2080 sogar 80 % der gesamten Speicherkapazität der Stauseen in Europa und Russland verloren gehen (Basson 2009).
Auch in den insgesamt mehr als 5000 Wasserkraftanlagen Österreichs (Wagner et al. 2015) werden abgelagerte Sedimente immer häufiger zum Problem, da Stauraumvolumina verringert werden, aber auch sicherheitstechnische Probleme an Verschlussorganen auftreten und akkumulierte Sedimente in weiterer Folge auch hinsichtlich des Hochwasserschutzes relevant werden. Besonders die Akkumulation von Feinsedimenten und die erforderliche Weitergabe dieser Sedimente werden neben dem Geschiebemangel, der an zahlreichen kraftwerksgenutzten Flüssen im Unterwasser der Wasserkraftanlagen herrscht, auch vermehrt zum ökologischen Problem (z. B. Hauer und Habersack 2022). Umfassende und auch ökologisch verträgliche Sedimentmanagementkonzepte sind an nahezu allen größeren Flüssen mit Kraftwerksnutzung angezeigt und werden dringend benötigt. Die Kraftwerksketten an Inn, Enns und Drau mit ihren stark verlandenden Flussstauen können als Beispiele für die weitgehend ungelösten Herausforderungen hinsichtlich eines nachhaltig wirksamen Sedimentmanagements genannt werden, aber die Thematik ist an zahlreichen weiteren österreichischen Fließgewässern und auch an der Donau zunehmend relevant.
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Viele wissenschaftliche Publikationen behandeln technische Möglichkeiten, wie mit den vom Fluss transportierten Sedimenten umgegangen werden kann (z. B. Brandt 1999; Kondolf et al. 2014; Hauer et al. 2018; Shelley et al. 2022). Dabei gilt es zum einen, Anreicherung grundsätzlich zu vermeiden oder zu minimieren, wobei (i) Sedimente über Bypass-Strukturen (Tunnel, Kanäle u. Ä.) an Stauhaltungen vorbeigeleitet werden können, (ii) Feinsedimente in Schwebe gehalten werden, um sie durch den Stau zu leiten, bevor sie sich absetzten können („sediment sluicing“) oder (iii) Sedimente entlang der Sohle geführt und über sohlnahe Öffnungen ins Unterwasser abgegeben werden („turbidity venting“) (Kondolf et al. 2014; Schmutz und Moog 2018). Insbesondere das „sediment sluicing“ setzt aber meist voraus, dass der Stau abgesenkt wird, wodurch mitunter energiewirtschaftliche Einbußen auftreten.
Stauraumabsenkungen werden insbesondere im Hochwasserfall durchgeführt, wodurch hohe Trübefrachten durch Stauräume (Stauketten) durchgeleitet, aber zusätzlich auch in Wehrnähe akkumulierte Feinsedimente abgespült werden können. Wesentliche Entlandungen im zentralen Stau oder ein Transport von kiesigen Fraktionen wird durch Absenkungen in größeren Stuahaltungen aber nicht erreicht und entlang der Stauraumufer abgelagerte Feinsedimente bleiben daher meist stabil und nennenswerte ökologische Verbesserungen somit aus. Effektiver sind mechanische Maßnahmen (Baggerungen) oder gezielte Stauraumspülungen (z. B. Kondolf et al. 2014; Shelley et al. 2022; Petkovšek et al. 2020).
Bei gezielten Spülungen wird der Stauraum vollständig abgesenkt und es werden auch die Verschlussorgane werden geöffnet, sodass freier Durchfluss eintritt. Dadurch wird es möglich, nicht nur abgelagerte Feinsedimente auszutragen, sondern auch freien Geschiebetrieb und damit, je nachdem welche Sohlschubkräfte auftreten (v. a. von der Morphologie des Stauraums und den Abflussmengen abhängig), gröbere Schotterfraktionen zu transportieren.
Insgesamt wird beim Studium der internationalen Literatur aber klar, dass Sedimentmanagementaspekte zumindest im 20. Jahrhundert kaum bzw. nur unzureichend in Kraftwerksplanungen einbezogen wurden, vermutlich weil das Prozessverständnis bzw. die potenziellen längerfristig entstehenden sedimentologischen Probleme nicht abgesehen oder ausgeblendet wurden. In diesem Zusammenhang ist auf ein erst kürzlich erschienenes CIS-Dokument zum „Integrativen Sediment Management“ hinzuweisen, das auf europäischer Ebene Handlungsempfehlungen und Praxisbeispiele zum Sedimentmanagement bereitstellt (Ausili et al. 2022).
2 Ökologische Probleme bei Stauraumspülungen
Bei gezielten Stauraumspülungen wird Feinsediment freigesetzt, das sich über lange Zeiträume angesammelt hat. In der wissenschaftlichen Literatur besteht breiter Konsens darüber, dass dieses Feinsediment eine vorrangige Gefahrenquelle für ökologische Schäden darstellt (z. B. Schmutz 2003; Baran und Nasielski 2011; Kjelland et al. 2015; Espa et al. 2019; Gabbud et al. 2019; Folegot et al. 2021). Zurückgehaltene Feststoffe werden im Spülungsfall, je nach Dimension des Staus bzw. der Zusammensetzung und Kubatur der abgelagerten Sedimente, in wenigen Minuten bis Stunden ins Unterwasser weitergegeben. Dadurch kommt es flussab des Wehrs zu wesentlichen und sprunghaften Anstiegen der Trübe. Letztlich ist die Verdünnung, also der Abfluss zum Zeitpunkt der Spülung für die maximal, aber auch durchschnittlich auftretenden Schwebstoffkonzentrationen, ausschlaggebend für das Schadensausmaß. Nachdem Spülungen meist bei hohen natürlichen Abflüssen durchgeführt werden, ist auch die Schwebstoff-Grundlast ein relevanter Parameter für die Schwebstoffbelastung im Unterwasser des Kraftwerks. Hinsichtlich potenzieller Schädigungen von Fließwasserorganismen spielen außerdem die Qualität des Feinsediments, dessen organische Anteile, die Sedimentvolumina, die Dauer der Spülung aber auch jahreszeitliche Aspekte eine wesentliche Rolle (z. B. Espa et al. 2019). Um negative ökologische Auswirkungen zu vermeiden bzw. zu minimieren, sollten die Spülungen häufiger mit kleineren Mengen remobilisierter Sedimente erfolgen und nicht als einmaliges Ereignis mit massivem Sedimentaustrag aus dem Stau (z. B. Hartmann 2004). Darüber hinaus können die Auswirkungen auf den flussabwärts gelegenen Abschnitt erheblich verringert werden, wenn nach der Spülung zusätzliches Wasser abgelassen wird („Nachspülen“), um die Feinsedimente über eine größere Fläche zu verteilen (Hartmann 2004). Entscheidend ist auch die Retention der Feinsedimente flussab, die zu einer Verringerung der Trübe führt bzw. auch das Einmünden von Zubringern, welche eine weiter Verdünnung ermöglichen. Somit bleibt die abgegebene Trübe am Kraftwerksbauwerk nicht konstant, sondern reduziert sich im Unterwasser durch Retentions- und Verdünnungsprozesse.
Fische können in verschiedener Weise durch Feinsedimente beeinflusst werden (z. B. Schmutz 2003; Baran und Nasielski 2011): Partikel, die kleiner als 75 μm sind, einschließlich Schlick, Ton und Kolloide, können die Kiemenmembranen durchdringen und einen Film bilden, der die Lamellenzwischenräume des Kiemengewebes bedeckt; dies beeinträchtigt die Kiemenfunktion, indem es die Sauerstoffdiffusion blockiert und die Schleimproduktion anregt, was wiederum zu einem reduzierten Sauerstofftransfer führt (Tazaki et al. 2003). Partikel bis 250 μm (feiner bzw. sehr feiner Sand) können bei entsprechend hohen Fließgeschwindigkeiten mechanischen Abrieb der Kiemen verursachen (Staub 2000; Tazaki et al. 2003). Abgespülte Feinsedimente können im Kraftwerk-Unterwasser die Flusssohle und die Ufer bedecken (indirekte Effekte). Die Verfüllung von tiefen Stellen und des Schotterlückenraums führt zum Verlust von Lebensräumen für die Arten, die diese Räume nutzen. In Folge dieser Ablagerungen können Massensterben ausgelöst werden – insbesondere bei Larven und Jungfischen – und eine Veränderung der Artenvielfalt, Zusammensetzung und Biomasse des gesamten Flusssystems auftreten (Buermann et al. 1995). Ein gewisser Teil der Fische wird flussabwärts zu alternativen Lebensräumen und Futterzonen ausweichen, aber territoriale Arten oder Arten mit begrenzten Schwimmfähigkeiten können ausgelöscht werden, und die Wiederbesiedlung des veränderten Lebensraums dauert bestenfalls mehrere Monate (Crosa et al. 2010).
Neben den physikalischen Belastungen, die von Feinsedimenten ausgehen, zeigen Feldstudien, zusammengefasst in Brandt (1999), einen drastischen Rückgang des Gehalts an gelöstem Sauerstoff flussabwärts von Staudämmen in Verbindung mit Spülungen. In Stauen gespeichertes Wasser ist auch sauerstoffzehrenden organischen Sedimenten ausgesetzt. Darüber hinaus haben Sedimente wie Schlick eine sauerstoffbindende Wirkung, und die großen Mengen an Schweb- und Sinkstoffen, die während der Spülungen mobilisiert werden, tragen zu anoxischen Bedingungen stromabwärts der Stauseen bei, die Fischsterben selbst verursachen oder zumindest befeuern können (Buermann et al. 1995; Baran und Nasielski 2011). Besonders Salmoniden, aber grundsätzlich alle kieslaichenden Arten, können durch Feinsedimente in ihrem Reproduktionserfolg beeinträchtigt sein. Da die Eientwicklung im oder auf dem Sohlsubstrat erfolgt, können Spülungen, wenn zu einem ungünstigen Zeitpunkt durchgeführt, inkubierte Eier mechanisch schädigen (z. B. zerquetschen, verdriften) oder die Gelege können von Feinsediment überdeckt werden. Ein Überfüllen kann zum einen zum Ersticken der Eier durch Sauerstoffunterversorgung führen, zum anderen kann eine Feinsedimentauflage eine undurchdringbare Schicht bilden, die eine erfolgreiche Emergenz noch lebender Larven verunmöglichen kann. Die durchwegs im Interstitial laichenden Salmoniden sind besonders anfällig gegenüber Feinsedimentablagerungen an der Sohle. Können diese Ablagerungen über längere Zeiträume nicht erodiert werden bzw. fehlt eine Umlagerung der Kiessohle, kann ein natürliches Ablaichen auch über längere Zeiträume unmöglich werden. Weiters treten eine Verhaltensänderung durch erhöhte Trübe sowie verringertes Wachstum auf, die in die Kategorie der subletalen Spülungsfolgen einzuordnen sind (z. B. Schmutz 2003). Erhöhte Trübewerte vermindern die Auffindbarkeit von Nahrung, außerdem wird in zahlreichen Studien spülungsbedingter Nahrungsmangel beschrieben, wodurch insgesamt das Wachstum von Fischen stark reduziert sein kann (z. B. Kjelland et al. 2015). Newcombe and Jensen (1996) klassifizierten die unterschiedlichen Konsequenzen von Stauraumspülungen auf Fische auf Basis der Sedimentkonzentration und Dauer des Spülungsereignisses in einem 14-stufigen Schema. Diese bereits vor fast 30 Jahren publizierte Arbeit wird immer noch als Standardwerk zur Beurteilung der Konsequenzen von Stauraumspülungen herangezogen, wenngleich weitere potenziell beeinflussende Parameter, wie die Sauerstoffkonzentration, die Qualität der Feinsedimente, Ammoniumkonzentrationen etc., in dieser Arbeit nicht berücksichtigt sind.
Die potenzielle Schädigung von Fischen durch Feinsedimente bzw. erhöhte Trübe ist insgesamt von zahlreichen einflussnehmenden Parametern bzw. deren Kombinationen abhängig. Von herausragender Bedeutung sind jedenfalls die Konzentration der abgespülten Feinsedimente, die mögliche Retention bzw. Verdünnung flussab, ihre Qualität und Zusammensetzung, die Einwirkungsdauer, das Entwicklungsstadium der Fische, die artspezifische Empfindlichkeit und auch die Jahreszeit, in der ein Spülungsereignis auftritt. Außerdem hat jedenfalls auch die Morphologie der betroffenen Gewässerstrecke einen entscheidenden Einfluss auf die Schwere der Schädigungen. Bei stark und eng regulierten Flüssen kommt es im Spülungsfall, der ja durchwegs bei hohen Abflüssen auftritt – zusätzlich zur Schwebstoffbelastung – auch zu deutlich erhöhtem hydraulischem Stress durch hohe Fließgeschwindigkeiten und Schleppkräfte. Naturnahe Gerinnemorphologien mit entsprechenden Möglichkeiten der Ausuferung und heterogener Strukturierung sowie einmündende Zubringer bieten die Möglichkeit einer hydraulischen Entlastung bzw. in strömungsgeschützte Habitate auszuweichen, was in Regulierungsgerinnen oftmals nicht möglich ist.
Schon lange ist das Fehlen von Feld- und Fallstudien, die die Konsequenzen von Stauraumspülungen im alpinen Raum detailliert untersuchen, bekannt (Schmutz 2003). Dies ist ein Mangel, der auch in den letzten 20 Jahren nicht ausreichend adressiert wurde. Anhand der wenigen verfügbaren wissenschaftlichen Studien zu fischökologischen bzw. fischereiwirtschaftlichen Schäden kann kein einheitliches Bild abgeleitet werden (im Alpenraum z. B. Crosa et al. 2010; Grimardias et al. 2017; Espa et al. 2019; Reckendorfer et al. 2019; Cattanéo et al. 2021). Es ist anzunehmen, dass die Auswirkungen stark von den lokalen Gegebenheiten und vom Einzelfall abhängen. Außerdem sind vielfach methodisch bedingte Unsicherheiten gegeben. Entsprechende Fallstudien unter Einsatz adäquater fischökologischer Methoden können dennoch wesentlich dazu beitragen, allgemeine Richtlinien und Grenzwerte für umweltschonende Spülungen in der Zukunft abzuleiten und zu konkretisieren.
3 Zielsetzung der fischökologischen Fallstudie an der Unteren Möll
Die im Folgenden präsentierte Fallstudie an der Unteren Möll hatte zum Ziel, die Folgen einer Spülung der Staustufe Rottau auf die Fischfauna der Möll möglichst genau zu ermitteln. Durch einen Vergleich mit einem durch Spülung unbeeinflussten flussauf gelegenen Möllabschnitt sollte es auch erstmalig möglich werden, die Effekte eines natürlichen Hochwassers und einer Stauraumspülung anhand quantitativer fischökologischer Daten zu vergleichen. Die Fallstudie wurde im Jahr 2018 initiiert und durchgeführt, um eine seit Jahren geführte kontroversielle Diskussion hinsichtlich der Spülungsfolgen an der Unteren Möll auf eine datenbasierte, sachliche Ebene zu heben. In den Jahren vor Durchführung der Studie wurden bereits mehrere fischökologische und sedimentologische Erhebungen durchgeführt, die sich mit den Auswirkungen der Stauraumspülungen an der Unteren Möll beschäftigt haben (Pinter und Unfer 2012; Friedl 2015; Stelzer und Teschinegg 2015; Pinter und Unfer 2016). Abb. 1 zeigt, in welchen Abständen es an der Unteren Möll zu Staulegungen und zu fischökologischen Bestandsaufnahmen kam. In Summe sind im Zeitraum zwischen 2005 und 2019, also über 14 Jahre, sieben Staulegungen erfolgt, die teilweise jährlich stattfanden, aber auch in Abständen von bis zu drei Jahren.
Abb. 1
Entwicklung der Biomasse in der Restwasserstrecke im Kontext der Stauraumspülungen der letzten 15 Jahre
Die begleitenden fischökologischen Arbeiten zeigten zum Teil starke Bestandsrückgänge bei den drei zentralen Fischarten der Möll, Äsche (Thymallus thymallus), Bachforelle (Salmo trutta) und Regenbogenforelle (Oncorhynchus mykiss), aber auch ein erhöhter Fischbestand nach einem Spülungsereignis wurde dokumentiert (Friedl 2015). Abb. 1 zeigt die Entwicklung der Fischbiomasse (Gesamt/Regenbogenforelle) in der Restwasserstrecke der Möll zwischen 2005 und 2019 in Zusammenhang mit den Stauraumspülungen in diesem Zeitraum. Besonders auffällig sind die Bestandsaufnahmen von 2008 und 2009, wobei der Bestandsaufnahme 2009 Spülungen im Juni und Juli vorausgegangen sind. Die Fischbestände 2008 waren hoch und sind direkt mit der „Vor-Spülungssituation“ der vorliegenden Fallstudie (2018) zu vergleichen. Beiden Spülungen gehen auch Zeiträume von ca. drei Jahren voraus, in denen nicht gespült wurde und in denen sich die Fischbestände aufbauen konnten. Unmittelbar nach den jeweiligen Spülungen sind die Fischbestände deutlich reduziert. Insbesondere die Spülung 2009 hatte einen ausgeprägten Bestandseinbruch in der flussab gelegenen Strecke zur Folge. Rückgänge in den Fischbeständen sind außerdem noch 2011 und insbesondere 2014 zu sehen. Die detailliertere Betrachtung einer abgebrochenen Spülung im Jahr 2013 zeigte, dass auch Fische aus dem Oberwasser der Wehranlage in die Restwasserstrecke flussab des Wehre eingetragen wurden (vgl. Stelzer und Teschinegg 2015; Pinter und Unfer 2016). Im Zuge der Spülung 2015 wurden außergewöhnlich hohe Schwebstoffbelastungen (mindestens 50 g/l über sieben Minuten) registriert und eine hohe Zahl an toten Fischen in den Uferbereichen gefunden. Diese Tatsache spiegelt sich in den Befischungsergebnissen des Jahres 2015 nicht wider. Sowohl für diese Spülung, als auch für jene abgebrochene im Jahr 2013, bleibt ungeklärt, in welchem Ausmaß es zu einem Eintrag von Fischen aus dem Oberwasser kam. Es kann auch generell nicht beurteilt werden, inwieweit der Eintrag von Fischen aus dem Stauraum die Ergebnisse der bisherigen Analysen zu den Spülungsauswirkungen beeinflusst hat. Gleichermaßen blieb die Frage bisher unbeantwortet, in welchem Ausmaß es im Zuge der fischökologisch untersuchten Stauraumspülungen zu Mortalität von Fischen kam und wie sich diese auf die Altersstadien der vorkommenden Fischarten verteilt. Aus diesem Grund wurde in den fischökologischen Untersuchungen der Jahre 2018 und 2019 vor allem auch auf diese Aspekte fokussiert.
4 Untersuchungsgebiet – Methodik
Der Ausgleichsspeicher Rottau (Abb. 2) liegt am Unterlauf der Möll, knapp 6 km flussauf der Mündung in die Drau. Er hat eine Fläche von ca. 27 ha, bei einer Länge von knapp 1,4 km und einer durchschnittlichen Breite von rund 200 m. Der Nutzinhalt wird mit 500.000 m3 beziffert. Der Speicher wird von der Möll sowie durch eingeleitetes Wasser des Kraftwerks Malta-Hauptstufe gespeist. Die Wasserentnahme bzw. -zufuhr durch die Malta-Hauptstufe erfolgt in der nördlichen Bucht des Speichers, bei der Kraftstation Rottau (Abb. 2). Diese Anlage arbeitet primär Wasser aus hochalpinen Speichern ab, wird aber außerdem im Pumpspeicherbetrieb genutzt. Das Wasser des Ausgleichsspeichers Rottau wird zum Großteil über einen Ausleitungskanal zum KW Malta-Unterstufe weitergeleitet und direkt in die Drau abgearbeitet. Der Möllunterlauf flussab des Wehrs Rottau wird über eine Restwasserturbine konstant mit 5 m3/s dotiert. Restwasserstrecke und Ausgleichsspeicher sind über eine rechtsufrig situierte Fischwanderhilfe verbunden (Abb. 2). Seit Inbetriebnahme des Speichers im Jahr 1978 bis 2020 lag die jährliche Sedimentationsrate bei etwa 7500 m3 pro Jahr (Reckendorfer et al. 2024). Während hoher Wasserführungen und im Normalbetrieb lagern sich Geschiebe und Schwebstoffe im Stauraum ab. Sedimente werden nur bei freiem Durchfluss ausgetragen. Vor dem Spülereignis im Jahr 2018 wurde in den oberen Schichten des im Stauraum abgelagerten Sediments sandiges bis kiesiges Material dokumentiert, das mitunter hohe Anteile organischen Materials (20 bis 30 cm) aufwies (Golja 2020). Je nach Lage der Probennahme im Längsverlauf wurden unterschiedliche Sand- bis Feinsandfraktionen und Tone mit bis zu 20 % Anteil festgestellt. Die der Wehranlage näher gelegenen Proben wiesen hohe Anteile von Feinsand und Grobschluff (> 50 %) auf. Zu den tieferen Schichten des sedimentierten Materials liegen keine detaillierten Informationen vor (Golja 2020).
Abb. 2
Ansicht des Ausgleichsspeichers Rottau. Deutlich zu erkennen ist die Zweiteilung des Speichers durch einen Leitdamm in ein Außenbecken und das Möllgerinne
Wie in Abb. 2 gut zu erkennen, wird der Speicher durch einen Leitdamm in 2 Becken geteilt. Der Leitdamm ist bei Normalbetrieb ca. 1–1,5 m überstaut, wodurch die beiden Seehälften über die gesamte Länge miteinander verbunden sind. Durch die räumliche Trennung des ursprünglichen Möllbetts vom nördlichen Seebecken wird erreicht, dass von der Möll transportierte Feststoffe im reliktären Möllgerinne zurückgehalten und im Fall einer Stauraumspülung, bei freiem Durchfluss, problemlos weiter transportiert werden können. Andererseits bleibt im Spülungsfall die nördliche Hälfte des Speichers mit Wasser gefüllt.
Der von den Stauraumspülungen unmittelbar betroffene Möllabschnitt bis zur Mündung in die Drau weist durchschnittliche benetzte Breiten von ca. 25 m auf. Die knapp 6 km lange Strecke wurde durch den Schutzwasserbau stark reguliert und die Möll fließt zum Großteil in einem Regulierungs-Trapezprofil. Das Flussbett ist bei Normalabfluss (5 m3/s Restwasser) im Niederwasserbett aber heterogen strukturiert, es gibt sowohl Abschnitte mit seichten Furten als auch durch Rinner und Kolke charakterisierte Bereiche. Die Untersuchungen/Befischungen erfolgten auf einer Gesamtlänge von 2,56 km, wo flussab des Wehrs Rottau 23 Teilstrecken untersucht wurden.
Die ca. 30 km flussauf des Speichers Rottau gelegene „Kontrollstrecke“ bei der Ortschaft Stall (Abb. 3) ist ebenso als gut strukturierter Lebensraum für die Möll-typische Fischfauna zu bezeichnen. Die benetzte Breite beträgt bei vergleichbaren Abflüssen von 5–10 m3/s im Schnitt ca. 25 m. Die quantitativ befischte Gesamtstrecke hat eine Länge von 2,04 km. Innerhalb dieser Strecke wurden 16 Teilstrecken beprobt.
Abb. 3
Übersicht über die Lage der Kontrollstrecke bei Stall im Mölltal und der Restwasserstrecke flussab Mühldorf
Im Mai 2018 wurde die Restwasserstrecke (RS) und im August die Kontrollstrecke (KS) quantitativ mittels Elektrobefischung nach der Methode von Seber und LeCren (1967) beprobt. Die Befischung der Kontrollstrecke konnte aufgrund zu hoher Wasserführung der Möll erst im August durchgeführt werden. Bei den Befischungen wurden alle Fische ab 85 mm Länge mittels Passive Integrated Transponder Tags (PIT-Tags) markiert. Dabei wurden in der Restwasserstrecke 3726 und in der Kontrollstrecke 3378 Fische, gesamt also mehr als 7000 Individuen, markiert. Die PIT-Tag-Technologie ermöglicht es, jedem Fisch eine individuelle Nummer zuzuordnen, mittels derer im Zuge der nachfolgenden Beprobungen Aussagen zur Entwicklung der Bestandsdichten, der Wanderung der Tiere etc. getroffen werden können. Die Betrachtung der Entwicklung der Markierungsraten dient zum einen zur Beantwortung der Frage nach dem Einfluss der Spülung (RS) bzw. des Hochwassers (KS) auf den Fischbestand, wie auch zur Beantwortung der Frage nach einem Eintrag von Fischen aus dem Stau in die Restwasserstrecke im Zuge der Stauraumspülung. Dazu wurde ein Regressionsmodell erstellt, welches die Markierungsrate auf Basis der vorhergehenden Wiederfangraten vorhersagt. Liegt die beobachtete Wiederfangrate außerhalb des Konfidenzintervalls der erwarteten Markierungsrate, ist von einer signifikanten Änderung und einem Einfluss des Hochwassers bzw. der Spülung auf den Fischbestand auszugehen. Dieses Modell berücksichtigt zwar das Wachstum der Fische im Untersuchungszeitraum, liefert aber keine Ergebnisse für die einzelnen Größenklassen, sondern nur für die einzelnen Fischarten. Daher wurden auch Analysen zu den Veränderungen der Markierungsraten einzelner Größenklassen durchgeführt. Es wurden Bestandsdichten von markierten und unmarkierten Individuen jeder Größenklasse vor und nach der Spülung bzw. dem Hochwasser berechnet und die Ergebnisse verglichen. Die Veränderungen innerhalb der Größenklassen wurden mithilfe von Odds-Ratios charakterisiert. Für die Odds-Ratios wurden Konfidenzintervalle nach Morris und Gardner (1988) berechnet sowie ein χ2-Test zur statistischen Prüfung durchgeführt. Um die Ergebnisse transparenter zu gestalten, wurde nach Q transformiert. Q = 0 bedeutet eine homogene Entwicklung in beiden Strecken, +1 signalisiert insofern totale Heterogenität, dass sich in der Kontrollstrecke die Dichte der markierten Fische im Vergleich zur Restwasserstrecke deutlich reduziert hat; −1 signalisiert ebenfalls totale Heterogenität, wobei sich in der Restwasserstrecke die Dichte der markierten Fische im Vergleich zur Kontrollstrecke deutlich reduziert hat. Um Informationen zur Standorttreue über den Untersuchungszeitraum und mögliche Verdriftung von Fischen während der untersuchten Ereignisse zu erhalten, wurden geografische Informationen aus Wiederfängen markierter Tiere sowie die Aufzeichnungen der fix installierten PIT-Antenne in der Fischwanderhilfe Rottau herangezogen. Einen Überblick über den zeitlichen Ablauf des Projekts bzw. der Probenahmen gibt Abb. 4. Für alle weiteren Details zur methodischen Vorgangsweise und hinsichtlich der Analysemethoden wird an dieser Stelle auf Pinter et al. (2021) verwiesen.
Abb. 4
Zeitschema der Studie. Die oberhalb der Zeitachse eingetragenen Punkte (hellblau) betreffen die quantitativen (Bestand) und qualitativen (Stichprobe) Befischungen der Restwasserstrecke; die unter der Zeitachse eingetragenen Punkte betreffen die Kontrollstrecke (grün) bzw. den Zeitpunkt der Probennahme in der Drau (dunkelblau). Orange hinterlegt sind die Zeitpunkte des Hochwassers bzw. der Stauraumspülung. Nicht dargestellt ist die Überwachung der Fischwanderhilfe am Wehr Rottau, die über die gesamte Dauer der Studie gemonitort wurde
Den Angaben des hydrologischen Berichts des Landes Kärnten zufolge (Moser et al. 2018) führten Ende Oktober 2018 Starkregenfälle zu einem Hochwasserereignis mit einem Wiederkehrintervall von HQ12 (Möllbrücke) bis HQ20 (Winklern). Beim Pegel Winklern, flussauf der KS, erreichte die erste Hochwasserwelle am 28. Oktober 2018 um 21:00 einen Abfluss von 86 m3/s, gefolgt von einer zweiten Welle, die am 29. Oktober 2018 um 23:00 in einem Abfluss von 187 m3/s (HQ20) gipfelte. Im Bereich der KS und flussauf davon kam es im Zuge des Hochwassers zu zahlreichen Murenabgängen und Hangrutschungen. Im Zuge dieses Hochwassers wurde am 28. Oktober 2018 um 14:00 am Speicher Rottau mit der Staulegung begonnen. Um 17:00 wurde die erste Hochwasserwelle mit einem Abfluss von 280 m3/s aufgezeichnet, gefolgt von einer zweiten Hochwasserwelle am 29. Oktober 2018 mit einem Spitzenabfluss von 395 m3/s (HQ12). Das Hochwasserereignis führte dazu, dass etwa 60.000 m3 Sediment aus dem Speicher weitergegeben wurden (Quelle Verbund AHP).
Die Spülung im Jahr 2019 fand im Zeitraum vom 11.06.2019 bis zum 14.06.2019 statt. Im Bereich der Kontrollstrecke kann keine stark ausgeprägte Hochwasserspitze festgestellt werden. Der maximale Abfluss bewegt sich im Bereich von 70 m3/s (HQ1). Die Staulegung am Wehr Rottau wurde am 11.06.2019 um 01:00 eingeleitet und dauerte bis 00:00 am 15.06.2019 an. Der Spitzenabfluss lag bei 250 m3/s (HQ1).
6.1 Entwicklung der Markierungsrate
Das Regressionsmodell zeigt, dass die beobachteten Werte der Restwasserstrecke bis Oktober 2018 nahezu den Erwartungswerten entsprechen (Abb. 5). Im Dezember 2018, nach der Spülung, liegen die beobachteten Werte deutlich außerhalb der Konfidenzintervalle des zu erwartenden Werts, womit von einer signifikanten Veränderung der Markierungsrate, also dem Einwandern nicht markierter Tiere in den Untersuchungsraum, zu sprechen ist. Auch die beobachteten Markierungsraten im Mai und August 2019 (Monat 17 und 20 in Abb. 5) liegen rund 50 % bzw. 70 % unter dem Erwartungswert. Nach der Stauraumspülung im Juni 2019 ist die Markierungsrate nochmal um nahezu 50 % geringer als beim vorhergehenden Termin, der im Vergleich zum Zeitpunkt nach der Spülung noch einen leichten Anstieg der Markierungsrate erkennen ließ.
Abb. 5
Vergleich zwischen erwarteten und beobachteten Markierungsraten in der Restwasserstrecke. Die Monate Mai bis Oktober 2018 („05“ bis „10“) repräsentieren Stichproben. Im Monat Dezember sind 2 Datenpunkte dargestellt: der rechte (höhere) Erwartungswert repräsentiert die Ergebnisse der quantitativen Erhebung, der linke (niedrigere) die Daten der zusätzlich durchgeführten Stichproben (methodisch bedingter Unterschied). Datenpunkt „17 quantitative“ gibt die Bestandserhebung im Mai 2019 und Punkt „20“ die Stichprobe im August 2019 wieder. Die punktierten Linien zeigen die Konfidenzintervalle an
Wie in der Restwasserstrecke, entsprechen die Markierungsraten in der Kontrollstrecke zwischen August und September 2018 den erwarteten Werten (Abb. 6). Im Dezember 2018, nach dem Hochwasserereignis, liegen diese ebenfalls außerhalb des erwarteten Bereichs, was einer signifikanten Veränderung gleichkommt. Bei der nächsten Untersuchung, im August 2019, entspricht der Anteil an markierten Fischen mit 55 % exakt dem erwarteten Wert des Regressionsmodells. Es kommt demnach im Zuge des ersten Hochwassers zu einer Durchmischung markierter und nicht markierter Tiere, die sich aber bis zum Ende der Studie, und über das zweite Hochwasser hinweg, wieder auflöst, sodass zum Ende der Studie der zu erwartende Anteil an markierten Fischen vorgefunden werden konnte.
Abb. 6
Vergleich zwischen erwarteten und beobachteten Markierungsraten in der Kontrollstrecke. Die Monate August bis Oktober 2018 („08“ bis „10“) repräsentieren Stichproben. Im Monat Dezember sind 2 Datenpunkte dargestellt: der rechte repräsentiert die Ergebnisse der quantitativen Erhebung, der linke die Daten der zusätzlich in den restlichen Abschnitten durchgeführten Stichproben. Datenpunkt „20“ gibt die Stichprobe im August 2019 wieder. Die punktierten Linien zeigen die Konfidenzintervalle an
Die Fischbiomasse in der Restwasserstrecke wird im Mai 2018 zu 70 % von der Regenbogenforelle dominiert, gefolgt von der Bachforelle mit 13 % und der Äsche mit 8 %. Der Gesamtbestand dieser drei bestandsbildenden Arten ist von Mai bis Dezember, jenem rund siebenmonatigen Zeitraum, in welchen auch das Spülereignis 2018 fällt, um 114 kg/ha von 172 kg/ha auf 58 kg/ha reduziert (Tab. 1). Das bedeutet einen Rückgang der ursprünglichen Biomasse von rund 66 %. Die Fischdichte wurde um fast 80 % reduziert (Tab. 1). Von Dezember 2018 bis Mai 2019 ist eine leichte Erholung des Fischbestands zu erkennen. Sowohl Biomasse als auch Fischdichte haben sich seit Dezember 2018 um fast 50 % erhöht. Diese Berechnungen berücksichtigen noch nicht, dass aus dem Speicher Rottau Fische in die Restwasserstrecke eingetragen wurden bzw. dass Tiere im Zuge der Rückwanderung von flussab gelegenen Bereichen bis Mai 2019 in das Untersuchungsgebiet eingewandert sind.
Tab. 1
Mittlere Biomassen und Fischdichten der drei Vergleichsabschnitte der Restwasserstrecke exklusive der 0+ Individuen (Mai 2018, Dezember 2018 und Mai 2019)
Mai. 18
Dez. 18
Mai. 19
Fischart
Ind./ha
kg/ha
Ind./ha
kg/ha
Ind./ha
kg/ha
Äsche
82
21
28
8
61
18
Bachforelle
126
18
32
6
36
7
Regenbogenforelle
694
133
132
45
259
78
Gesamt
901
172
191
58
356
103
Die auf Basis der Veränderung der Markierungsraten berechneten Fischdichten ergeben sich wie folgt: Bei der Ausgangssituation im Mai 2018 wurde ein Fischbestand von 901 Ind./ha berechnet. Nach dem Spülungsereignis 2018 war dieser Bestand an markierten Tieren auf 85 Ind./ha reduziert. Dies entspricht nur mehr knapp 10 % der ursprünglichen Abundanz (vgl. Pinter et al. 2021). Bis in den Mai 2019 erholt sich die Situation durch Rückkehrer leicht. Es wurde, basierend auf den markierten Wiederfängen, ein Bestand von 178 Ind./ha errechnet, was knapp 20 % des ursprünglichen Fischbestands der Restwasserstrecke entspricht.
In der Kontrollstrecke dominiert die Bachforelle im Mai 2018 mit 47 %, gefolgt von der Regenbogenforelle (25 %) und der Äsche (22 %). Der Gesamtbestand weist nur sehr geringe Veränderungen zwischen den beiden Erhebungen im August und Dezember 2018 auf (Tab. 2). Die Fischdichte ist als weitestgehend unverändert anzusehen. Bei der Bachforelle ist eine leichte Abnahme zu erkennen, bei der Regenbogenforelle eine Zunahme. Die Gesamtbiomasse ist im Dezember auf 179 kg/ha, also um knapp 30 kg/ha gestiegen.
Tab. 2
Mittlere Biomassen und Fischdichten der 4 Vergleichsabschnitte in der KS exklusive der 0+ Individuen (August 2018 und Dezember 2018)
Aug. 18
Dez. 18
Fischart
Ind./ha
kg/ha
Ind./ha
kg/ha
Äsche
198
38
188
43
Bachforelle
346
60
284
58
Regenbogenforelle
219
53
259
78
Gesamt
763
151
731
179
Auf Basis der Veränderung der Markierungsraten können auch für die Kontrollstrecke die Veränderungen am ursprünglich festgestellten Fischbestand berechnet werden (vgl. Pinter et al. 2021). Bei der Ausgangssituation im August 2018 wurde ein Fischbestand von 763 Ind./ha berechnet, der im Zuge des Hochwasserereignisses 2018 auf 686 Ind./ha reduziert wurde. Dies entspricht rund 90 % der ursprünglichen Abundanz.
6.3 Größenklassenspezifische Bestandsentwicklung
Die Analysen zur zeitlichen Entwicklung der einzelnen Größenklassen zeigen die in Relation gesehen stärkste Auswirkung der Spülung auf Fische der Größenklasse 1+ (Abb. 7). Es ist erkennbar, dass nach der Befischung im Dezember 2018, im Fall von Bachforelle und Regenbogenforelle, vereinzelt markierte 1+ Fische in die Restwasserstrecke zurückgekehrt sind, da im Mai 2019 sowohl die Anzahl markierter als auch nicht markierter Fische höher war als im Dezember 2018, unmittelbar nach der Spülung. Von den markierten 1+ Äschen konnte keine einzige im Mai 2019 wiedergefangen werden, wenngleich vergleichsweise viele Äschen in die Restwasserstrecke eingewandert sind.
Abb. 7
Errechneter Gesamtbestand der markierten und nicht markierten Individuen in der Restwasserstrecke (6,6 ha) für juvenile, subadulte und adulte Bachforellen, Äschen und Regenbogenforellen zwischen Mai 2018 und Mai 2019
Bei der Bachforelle fällt auf, dass nach der Spülung auch die Größenklassen 2+ und 3+ deutlich abnahmen. Eine Erholung (Rückwanderung) ist nur in sehr geringem Maß gegeben, bzw. sind bei den 2+ Individuen keine Rückkehrer nachgewiesen worden.
Die Regenbogenforelle weist zwischen Mai 2018 und Dezember 2018 sowohl absolut als auch relativ den stärksten Rückgang auf. Es wurden sowohl im Dezember 2018 als auch im Mai 2019 keine markierten Fische der Klasse 3+ gefangen. Im Mai 2019 ist eine Erholung der Klassen 1+ und 2+ zu erkennen. Sowohl die Anzahl an markierten als auch an nicht markierten Fischen ist im Vergleich zum Dezember angestiegen, wobei der Anstieg an nicht markierten Fischen stärker ist als die Rückkehr markierter Fische.
Die Entwicklung der Größenklassen in der Kontrollstrecke vom Markierungszeitpunkt bis nach dem Hochwasser ist der Vollständigkeit halber in Abb. 8 dargestellt. Zentral ist die Frage, ob es in den beiden betrachteten Gebieten zu vergleichbaren oder unterschiedlichen Entwicklungen gekommen ist, also ob sich das Verhältnis markierter zu nicht markierten Fische in den beiden Gebieten gleichermaßen verändert hat. Abb. 8 veranschaulicht, dass die Entwicklungen in den beiden Strecken sehr unterschiedlich ausgefallen sind. Wäre die Entwicklung in den beiden Gebieten homogen, so würde Q gleich 0 sein. Die Verlagerung der Ergebnisse in den Minusbereich bedeutet, dass sich in der Restwasserstrecke das Verhältnis stärker zu Ungunsten der markierten Tiere entwickelt hat als in der Kontrollstrecke. Zur Verdeutlichung können nochmals die Bestandsdaten herangezogen werden: Im Fall der Regenbogenforelle nimmt die Dichte markierter Tiere in der KS von ursprünglich 219 Ind./ha auf 120 Ind./ha ab, was knapp einer Halbierung gleichkommt. In der Restwasserstrecke waren es ursprünglich 696 markierte Ind./ha. Die Dichte nimmt auf 35 Ind./ha ab. Damit steht eine Halbierung in der Kontrollstrecke einer rund 20-fachen Verringerung in der Restwasserstrecke gegenüber. Dieser Unterschied wird augenscheinlich durch Q = −0,83, wobei ein Q von −1 eine vollständige Heterogenität anzeigen würde. Mit Q = −0,73 (Bachforelle) bis Q = −0,75 (Äsche) ist die unterschiedliche Entwicklung für alle Arten als sehr markant zu bezeichnen (Abb. 9). Für alle Arten gilt, dass die Unterschiede in der Entwicklung der Dichten markierter Fische signifikant sind (p < 0,05). Die Überschneidung der Konfidenzintervalle der drei Arten zeigen, dass zwischen den Arten keine signifikanten Unterschiede festzustellen sind, also alle Arten gleichermaßen betroffen waren.
Abb. 8
Errechneter Gesamtbestand der markierten und nicht markierten Individuen in der Kontrollstecke (5 ha) für juvenile, subadulte und adulte Bachforellen, Äschen und Regenbogenforellen zwischen Mai 2018 und Dezember 2018
Entwicklung der Abundanz markierter Individuen (Ind./ha vor dem Hochwasser/der Spülung und nach dem Hochwasser/der Spülung) aller Größenklassen nach Arten getrennt. Die Entwicklung der Kontrollstrecke zwischen den Bestandserhebungen Mai und Dez. 2018 (Odds) wird jener der Restwasserstrecke zwischen Aug. und Dez. 2018 (Odds) gegenübergestellt (Odds-Ratio) und nach Q transformiert. Die grauen Balken geben die Konfidenzintervalle an
Die nach Größenklassen getrennte Betrachtung dieser Fragestellung ergibt ein ähnliches Bild (Abb. 10). Mit Q = −0,62 (Größenklasse 2) bis Q = −0,84 (Größenklasse 1) ist die unterschiedliche Entwicklung für alle Größenklassen als sehr ausgeprägt zu bezeichnen. Die Signifikanzprüfung mittels χ2-Test ergibt signifikante Unterschiede in allen drei Größenklassen (p < 0,05). Da es zu Überschneidungen aller Konfidenzintervalle kommt, kann, über alle Arten gesehen, für keine Größenklasse eine Abweichung im Effekt erkannt werden.
Abb. 10
Entwicklung der Abundanz markierter Individuen (Ind./ha vor dem Hochwasser/der Spülung und nach dem Hochwasser/der Spülung) aller Arten getrennt nach Größenklassen (1 = juvenil; 2 = subadult; 3 = adult). Die Entwicklung der Kontrollstrecke zwischen den Bestandserhebungen Mai und Dez. 2018 (Odds) wird jener der Restwasserstrecke zwischen Aug. und Dez. 2018 (Odds) gegenübergestellt (Odds-Ratio) und nach Q transformiert. Die grauen Balken geben die Konfidenzintervalle an
Wie einleitend erwähnt, existieren in der wissenschaftlichen Literatur nur wenige Studien zum Einfluss von Stauraumspülungen auf Fischbestände. Die hier präsentierten Ergebnisse der Fallstudie an der Möll dürfen freilich auch nicht über das Maß der Einzelfallbetrachtung hinaus bewertet werden, liefern aber neue Erkenntnisse und einen wichtigen Beitrag zur Frage, wie problematisch Stauraumspülungen aus Sicht der Fischökologie sein können. Im Zentrum der Studie stand die Frage nach der Letalität eines Spülungsereignisses, die auch im direkten Vergleich mit einem natürlichen Hochwasserereignis bewertet werden kann.
Die Ergebnisse der Untersuchungen 2018 (ff.) zeigen, dass die beiden durch fischökologisches Monitoring begleiteten Stauraumspülungen zwischen dem Wehr Rottau und der Mündung in die Drau signifikante Änderungen des Fischbestands im betroffenen Möllabschnitt zur Folge hatten. Alle drei bestandsrelevanten Fischarten der Möll, Bachforelle, Äsche und Regenbogenforelle, sind von diesem Rückgang betroffen, ebenso alle Altersklassen. Besonders deutlich wird dies im direkten Vergleich mit dem spülungsunbeeinflussten Kontrollabschnitt 30 km flussauf. Das Hochwasserereignis (HQ20) im Oktober 2018 führte in der Kontrollstrecke zu einem Bestandsrückgang von ca. 10 %, während der Fischbestand der durch die Spülung betroffenen Restwasserstrecke zum selben Zeitpunkt, bei einem HQ12 in diesem Möllabschnitt, um ca. 90 % reduziert wurde. Bei diesem Vergleich dürfen die gegeben Unterschiede in der Fischartenzusammensetzung und den Betrachtungszeiträumen nicht ganz außer Acht gelassen werden, sind aber nicht von zentraler Bedeutung. Die Fähigkeit der Tiere, auch ein großes natürliches Hochwasser (HQ 20) ohne nachweislich wesentlichen Schaden zu überstehen, wird mit dieser Studie deutlich untermauert.
Das Verschwinden von ca. 90 % des Fischbestands der Restwasserstrecke, quer über alle Arten und Altersstadien, wirft die Frage nach dem Verbleib der Fische auf. Wurden die Fische lediglich lebend verdriftet, weil sie den hohen Strömungsgeschwindigkeiten während der Spülung bzw. während des Hochwassers in der regulierten Unteren Möll nicht standhalten konnten, oder sind die Tiere in Folge der Spülung mehrheitlich verendet? Auch wenn diese Frage nicht restlos beantwortet werden kann, weisen mehrere Aspekte doch auf erhebliche Sterberaten im spülungsbetroffenen Möllabschnitt hin: Die Schwebstoffbelastung erreichte im oberen Drittel der Restwasserstrecke einen Spitzenwert von rund 48 g/l (Quelle: Verbund AHP); 30 g/l wurden knapp eine Stunde lang gemessen. Dies sind Belastungen, die nach Newcombe und Jensen (1996) jedenfalls letale und paraletale Auswirkungen bei juvenilen und adulten Salmoniden nach sich ziehen. Dem ist hinzuzufügen, dass das von Newcombe und Jensen (1996) entwickelte Modell vordergründig direkte physiologische Reaktionen von Schwebstoffbelastungen betrachtet. Die Effekte hydraulischer Belastungen (Fließgeschwindigkeiten, Sohlschubspannungen) sowie deren Wechselwirkung mit Schwebstoffbelastungen wird nicht in vollem Umfang berücksichtigt. Außerdem kommen Belastungen durch potenzielle Sauerstoffdefizite hinzu (z. B. Garric et al. 1990; Tazaki et al. 2003). Tatsache ist auch, dass es aufgrund des Fehlens strömungsberuhigter Flachwasserzonen in der Restwasserstrecke zu höheren hydraulischen Belastungen gekommen ist, während das überflutete Umland in der Kontrollstrecke den Fischen während des Hochwasserereignisses Rückzugsmöglichkeiten geboten hat (Abb. 11). Neue experimentelle Untersuchungen zu den Auswirkungen erhöhter Schwebstoffkonzentrationen auf Fische, durchgeführt im CD-Labor für Sedimentforschung und -management, untermauern die positive Wirkung von Refugialhabitaten bzw. optimalen Habitatbedingungen. Ergebnisse hinsichtlich der Wechselwirkung von hohen Schwebstoffkonzentrationen und erhöhten Fließgeschwindigkeiten liegen aber aktuell noch nicht vor. Diese sollen in neuen Untersuchungen bis Ende 2025 ermittelt werden.
Abb. 11
Modellierte relative Verteilung der Fließgeschwindigkeiten und Wassertiefen in der Kontrollstrecke und der Restwasserstrecke bei den Hochwasserabflüssen Q = 187 m3/s (Abflussspitze KS 2018) und Q = 395 m3/s (Abflussspitze RS 2018)
Ein weiteres Indiz für ausgeprägte Mortalität in der Restwasserstrecke ist, dass trotz einer einjährigen Beobachtungsdauer die Zahl zurückgekehrter Fische in der Restwasserstrecke gering blieb (bis Mai ca. 8 % der ursprünglich markierten Tiere). Im Gegensatz dazu belegt die im August 2019 in der Kontrollstrecke gezogene Stichprobe, dass sich die dort ansässigen Tiere 10 Monate nach dem Hochwasser wieder in ihren angestammten Habitaten eingefunden hatten (Pinter et al. 2021). Einfluss auf die Bestandsentwicklung der Restwasserstrecke hat auch, dass die Regenbogenforelle dort die häufigste Art ist und gleichzeitig, in beiden Strecken, die geringsten Rückwanderungsraten zeigt. Der mit der Kontrollstrecke verglichen sehr starke Rückgang des Fischbestands der Restwasserstrecke basiert zu einem großen Teil auf Einbrüchen der Regenbogenforelle. Der oben angestellte Befund von Mortalität im Spülungsfall wird aber auch durch die mangelnde Erholung des Bachforellenbestands untermauert. Im Unterschied zur Regenbogenforelle lassen nach dem Hochwasser 2018 in der Restwasserstrecke gefundene Bachforellen eine Tendenz zur Rückkehr in die Gebiete erkennen, in denen sie markiert wurden. Trotz Rückwanderung erholt sich der Bachforellenbestand in der Restwasserstrecke aber nur marginal (Details in Pinter et al. 2021). Hätten Bachforellen außerhalb der Restwasserstrecke überlebt, so wäre ein deutlicherer Anstieg des Bachforellenbestands durch Rückwanderung zu erwarten gewesen. Gemessen an der Ausgangssituation im Mai 2018 liegt die Erholung der Abundanz markierter Tiere zwischen Dezember 2018 und Mai 2019 nur im Bereich von 4 %. Hinzu kommt, dass Befischungen flussab der Markierungsstrecken in Möll und Drau nur wenige Nachweise ausgetragener und markierter Fische erbrachten (Pinter et al. 2021). Dass es zu einem Austrag lebender Fische aus der Unteren Möll in die Drau kam, ist unbestritten, jedoch konnten nur wenige markierte Tiere in den ersten drei Kilometern der Drau gefunden werden.
Insgesamt ist also von erheblichen Mortalitätsraten in der Restwasserstrecke in Zusammenhang mit der Spülung im Oktober 2018 auszugehen. Dass die tatsächliche Mortalität geringer ist, als der im Mai 2019 festgestellte Bestandsrückgang von 81 %, ist aber zu vermuten. So ist bei der Interpretation zu berücksichtigen, dass Tiere außerhalb des Untersuchungsbereichs überlebt haben können und dass freilich auch ein gewisses Maß an natürlicher Mortalität in den Monaten vor der Spülung einzubeziehen ist. Angesichts des starken Rückgangs des Bestands in der Restwasserstrecke und auch angesichts der nachweislich höheren Mortalität, gilt es nunmehr zu erforschen, welche Umweltfaktoren für die hohen Fischabgänge verantwortlich sind.
Dazu ist jedenfalls eine weitere Analyse der abiotischen Gegebenheiten während der Spülung bzw. während des Hochwasserereignisses in der Kontrollstrecke sowie in der Restwasserstrecke zwingend notwendig. In erster Linie sind hier die Effekte hydraulischer Belastungen (Fließgeschwindigkeiten, Sohlschubspannungen) bzw. der Belastungen durch Feinsedimente (Schwebstoffkonzentrationen) und Kombinationen dieser beiden Faktoren gemeint. Eine detaillierte Analyse der dazu vorliegenden Daten kann und sollte auch eine Grundlage für das zukünftige Management von Stauraumspülungen – insbesondere an der Möll – liefern bzw. auch die Planung von Maßnahmen – z. B. strukturelle Aufwertung – zum Ziel haben. Es ist unbestritten, dass die bis zur Mündung in die Drau über weite Strecken eng regulierte Restwasserstrecke im Hochwasser- bzw. Spülungsfall ungünstige Habitatbedingungen aufweist, dies ist jedoch auch bei vielen anderen Fließgewässern heute der Fall. Ab Durchflüssen von ca. 50 m3/s steigen die Fließgeschwindigkeiten im Trapezprofil des Möllgerinnes derart stark an, dass es zum quantitativen Austrag von Kiesfraktionen kommt (vgl. Stelzer und Teschinegg 2015). Bei noch weit höheren Sohlschubspannungen im Spülungsfall und gleichzeitigem Fehlen von Ausweichhabitaten ist eine quantitative Abdrift vieler, vor allem jüngerer Individuen der vorkommenden Fischarten quasi unvermeidbar. Dennoch: Abdrift durch hohe Fließgeschwindigkeiten allein verursacht keine Mortalität. Wären die Fische der Unteren Möll lediglich in die Drau verdriftet worden, hätte sich der Bestand in den Monaten nach dem Ereignis viel deutlicher erholen müssen.
Durch das methodisch aufwendige Design der vorliegenden Studie konnte abseits der Bestandsentwicklungen gezeigt werden, dass es durch Hochwasser und Spülung in beiden Untersuchungsbereichen zu einem Eintrag bzw. einer Zuwanderung von Fischen aus flussaufwärtigen Bereichen kommt. Die Quantifizierung dieser Zuwanderung ergab für beide Abschnitte ähnliche hohe absolute Werte. In der Restwasserstrecke stellten diese neu zugewanderten bzw. eingespülten Fische nach der Spülung 56 % des Fischbestands, während die vorher in der Strecke präsenten Fische um ca. 90 % reduziert wurden. Im Gegensatz dazu war die Kontrollstrecke weiterhin vor allem von jenen Fischen besiedelt, die bereits vor dem Hochwasserereignis die Strecke besiedelt hatten. Die von flussauf zugewanderten Fische stellten dort lediglich einen Anteil von ca. 10 %. Die Ergebnisse lassen, in Anbetracht des nachweislichen Eintrags von Fischen aus den Bereichen flussauf der Wehranlage, den Schluss zu, dass die in der Vergangenheit beschriebenen Spülungsereignisse zum Teil größeren Einfluss auf den Fischbestand der Restwasserstrecke gehabt hatten, als bisher bekannt war. Wie durch diese Studie belegt, bevölkern nach einem Spülereignis zahlreiche Tiere die Restwasserstrecke, die aus flussauf gelegenen Bereichen eingetragen wurden. Die Folgen der Spülung für den Fischbestand der Restwasserstrecke und der Eintrag von Fischen von flussauf sind jedenfalls getrennt zu betrachtende Phänomene und stehen in keinem unmittelbaren Zusammenhang. Aufgrund dieses Umstands ist eine Erhebung des Fischbestands allein nach einem Ereignis jedenfalls unzureichend bzw. ungeeignet zur Abschätzung des Schadens bzw. des Fischsterbens (vgl. Friedl 2015).
Neben der auftretenden Beeinflussung der fischökologischen Verhältnisse (direkte Wirkung), die an der Möll über ca. ein Jahr durch Monitoring begleitet wurden, beeinflussen Spülungen ganz grundsätzlich Flussökosysteme auch auf größeren zeitlichen und räumlichen Skalen (indirekte Wirkung). Im Rahmen einer der ersten in Österreich durchgeführten umfangreicheren Schwallstudie an der Oberen Drau (Unfer et al. 2011) sind Aufnahmen entstanden, die Kiesbänke an der Drau dokumentieren (Abb. 12), wobei am linken Foto eine Kiesbank abgebildet ist, die ca. zwei Kilometer unterhalb der Möllmündung liegt. Die Kiesbank auf dem rechten Foto zeigt eine Kiesbank in der Ortschaft Sachsenburg, flussauf der Möllmündung. Obwohl die Spülung der Staustufe Rottau an der Möll im Jahr 2009 bereits im Juli durchgeführt wurde (Abb. 1), ist die Kolmatierung der Kiesbank noch im November offensichtlich. Die Qualität des 2009 aus dem Stauraum Rottau abgespülten Feinsediments ist nicht bekannt, aber selbst die über den Sommer hohe Abflüsse führende Drau war nicht in der Lage, das aus der Möll eingetragene, offensichtlich sehr kohäsive Feinsediment selbstständig zu erodieren und weiter zu transportieren.
Abb. 12
Kiesbänke an der Oberen Drau im November 2009. Links eine stark durch Feinsedimentablagerungen kolmatierte Kiesbank bei Drauhofen, ca. 2 km flussab der Möllmündung; rechts eine Kiesbank bei Sachsenburg mit lockerem, unkolmatiertem Kies
Fischökologische Auswirkungen von Stauraumspülungen zu untersuchen und letztendlich zu bewerten, ist nicht zuletzt eine methodische Herausforderung. Durch die Untersuchung mittels Markierung tausender Fische und umfangreicher Kontrollbefischungen ist es aber an der Unteren Möll gelungen, die Entwicklung der Fischbestände der Möll nach Spülung des Wehrs Rottau empirisch zu charakterisieren. Außerdem ist der Vergleich mit der Kontrollstrecke, die durch ein 20-jährliches Hochwasser betroffen war, insofern interessant, als dass gezeigt werden konnte, dass Fische durch das Hochwasser weniger stark betroffen waren als durch die Stauraumspülung. Auch wenn die Ergebnisse klar auf spülungsbedingte Mortalität hinweisen, ist aber nach wie vor nicht vollständig zu quantifizieren, welcher Anteil der Veränderungen im Fischbestand durch subletale Verdriftungen (deutlich höhere Fließgeschwindigkeiten und fehlende Refugialhabitate in der Restwasserstrecke) zustande gekommen ist und wie hoch die Mortalitätsraten letztendlich konkret waren. Die Studie an der Unteren Möll bzw. das angewandte Untersuchungsdesign repräsentiert aber jedenfalls ein zentrales Beispiel dafür, wie sich weitere zukünftige Fallstudien der Erforschung der Stauraumspülungsproblematik und seiner ökologischen Folgen ernsthaft annehmen können bzw. in der Folge auch konkrete Maßnahmenplanungen abgeleitet werden können.
Eine umfassende Einschätzung der ökologischen Konsequenzen von Stauraumspülungen erfordert aber jedenfalls weitere, umfangreichere Messungen und Analysen. Jedes Spülungsereignis ist aufgrund der Unterschiedlichkeit der Kraftwerksanlagen, der Qualität und Quantität der abgelagerten Sedimente, der Wasserführung, bei welcher Spülungen durchgeführt werden etc. ein individuelles Ereignis. Ebenso individuell sind die potenziellen Folgeschäden. Eine große Herausforderung in der Beurteilung von Auswirkungen ist hier sicherlich das Spülmanagement von Kraftwerksketten (Salzach, Enns, Mur, Mürz). Die Aufarbeitung der physikalischen/abiotischen Prozesse, die bei der Spülung an der Möll vorgeherrscht haben, ist bislang weitestgehend ausgeblieben. Dies war nicht Teil der durchgeführten Studie, sollte aber jedenfalls im Rahmen zukünftiger Studien, auch als Grundlage für Maßnahmenplanungen, implementiert werden. Die präsentierte Fallstudie ist als einer der ersten Schritte in der wissenschaftlichen Auseinandersetzung mit der Thematik in Österreich zu sehen, quasi als Start eines Prozesses, der letztlich in möglichst ökologisch verträglichen Sedimentmanagementkonzepten münden soll, die angesichts der österreichweit immer häufiger und stärker verlandenden Stauräume und im Sinne eines nachhaltigen Sedimentmanagements dringend angezeigt sind.
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Wie problematisch sind Stauraumspülungen aus Sicht der Fischökologie? Ein Überblick mit Fokus auf eine fischökologische Fallstudie an der Unteren Möll
Authors
DDI Dr. Kurt Pinter
PD DI Dr. Christoph Hauer
Michael Grohmann, M.Sc.
Assoz. Prof. PD DI Dr. Bettina Grün
Univ.-Prof. DI Dr. Stefan Schmutz
DI Dr. Günther Unfer
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