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In diesem Fachbeitrag werden die Auswirkungen von Spülungen des Murkraftwerks Bodendorf auf die Fischfauna, insbesondere die Äschenbrut, untersucht. Der Artikel analysiert die Auswirkungen von Schwebstoffkonzentrationen und Spülungen auf die Fischpopulationen und bewertet ökologisch nachhaltige Sedimentmanagementkonzepte. Es werden Modelle wie das Severity-of-Ill-Effekt-Modell von Newcombe und Jensen sowie detaillierte Aufnahmen der Jungfischdichten über mehrere Jahre verwendet, um die Auswirkungen von Spülungen von hochwasserbedingten Auswirkungen abzugrenzen. Die Studie zeigt, dass die Schwebstoffkonzentrationen während der Spülungen keine direkten Schädigungen bei juvenilen und adulten Salmoniden verursachen, aber eine geringe Schädigung von Larven und Eiern nicht auszuschließen ist. Die herbstlichen Jungfischdichten schwanken stark und sind hauptsächlich auf natürliche Faktoren wie Abflussverhältnisse und Temperatur zurückzuführen. Die Ergebnisse deuten darauf hin, dass das periodische Spülregime des Murkraftwerks Bodendorf ökologisch weitgehend optimiert ist und negative Auswirkungen auf die Fischpopulationen minimiert. Der Beitrag liefert wertvolle Einblicke in die ökologischen Auswirkungen von Stauraumspülungen und bietet eine fundierte Grundlage für die Bewertung und Optimierung von Sedimentmanagementkonzepten in der Wasserkraftindustrie.
KI-Generiert
Diese Zusammenfassung des Fachinhalts wurde mit Hilfe von KI generiert.
Zusammenfassung
Um die Auswirkungen von Stauraumspülungen auf Äschen abzuschätzen, wurden über einen Zeitraum von acht Jahren Jungfischerhebungen an der Oberen Mur durchgeführt. Dabei wurden zwei Jahre mit Stauraumspülung und sechs Jahre ohne Stauraumspülung analysiert. Die Auswertungen zeigen deutlich, dass die vorhandenen Schwankungen in den Fischdichten und Jahrgangsstärken durch die hydrologischen Verhältnisse und die Temperatur bestimmt werden. Ein Einfluss der Spülungen konnte nicht festgestellt werden.
Unterstützt werden diese Aussagen durch die Berechnung des Severity-of-Ill-Effects (SEV) und die Auswertung vorhandener Laboruntersuchungen zur Wirkung von Feinsedimenten auf Fische. Der SEV zeigt physiologischen Stress und eine vorübergehende Reduktion der Fressrate, aber keine Mortalität an. Die Auswertung der Laborversuche zeigt, dass Konzentrationen von > 10 gl−1 über mehrere Tage und > 1 gl−1 über einen Monat, die beide deutlich über den Konzentrationen und Expositionszeiten liegen, die üblicherweise bei der Spülung von Laustauen auftreten, nicht zu einer erhöhten Mortalität führen.
Der Verlag bleibt in Hinblick auf geografische Zuordnungen und Gebietsbezeichnungen in veröffentlichten Karten und Institutsadressen neutral.
1 Einleitung
Der Bau von Staudämmen im 20. und 21. Jahrhundert hat zu einer systematischen Abnahme der Schwebstofffrachten v. a. in den Flüssen der Nordhalbkugel geführt. Dethier et al. (2022) schätzen, dass die Schwebstofffracht in diesen Gewässern um 49 % reduziert wurde. Für die europäischen Alpen schätzen Hinderer et al. (2013), dass nur 45 % der in den Oberläufen mobilisierten Sedimente aus den Alpen exportiert werden.
Auf lokaler Ebene sind Spülungen von Stauseen und Speichern erforderlich, um die Speicherkapazität der Stauseen zu erhalten und den Hochwasserschutz zu gewährleisten (deNoyelles und Jakubauskas 2008; Kondolf et al. 2014). Auf globaler Ebene ist die Mobilisierung von Sedimenten aus Stauseen notwendig, um Flussdeltas und andere Küstensysteme zu sichern und zu schützen (Syvitski et al. 2005).
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VERBUND setzt beim Betrieb seiner Kraftwerke nach Möglichkeit ein ökologisch optimiertes Feststoffmanagement um. Bei Laufkraftwerken werden dabei die hydrologischen Verhältnisse, Richtwerte für die Sedimentkonzentration und zum Teil saisonale Faktoren bei der Planung von Stauraumspülungen berücksichtigt. Aus gewässerökologischer Sicht sind Hochwasserereignisse eine gute Gelegenheit für Spülungen, da sie einerseits eine Verdünnung der Feinstoffe ermöglichen und andererseits die Schwebstoffkonzentration bei Hochwasserereignissen in der Regel sowieso hoch ist. Hochwasserereignisse führen auch zu einer Remobilisierung des in den Stauräumen abgelagerten Kieses und können damit die Habitate im Unterwasser positiv beeinflussen (Kondolf und Matthews 1991), indem sie der Vergröberung des Substrats und der Deckschichtbildung entgegenwirken (Bednarek 2001).
Für die Stauräume Bodendorf und Fisching wurden seit Ende der 1990er-Jahre von VERBUND in Zusammenarbeit mit Planer:innen, Behörden und Fischer:innen ökologisch nachhaltige Sedimentmanagementkonzepte entwickelt. Diese wurden im Rahmen des EU-INTERREG-IIIB-Projekts ALPRESERV weiter verbessert und beinhalten Empfehlungen für maximal zulässige Schwebstoffkonzentrationen und Spülzeiten, hydrologische und saisonale Restriktionen sowie Klarwasserspülungen (Details siehe Reckendorfer et al. 2019).
Trotz des ökologisch optimierten Spülregimes wurde von Fischereibiolog:innen und Fischerei immer wieder ein katastrophaler Einfluss von Spülungen auf Fischpopulationen im Unterwasser der Murkraftwerke postuliert (Schmutz et al. 2011; Mielach et al. 2013; Ratschan 2014). Wenn diesen Aussagen Daten zugrunde liegen, basieren diese meist auf Befischungen nach Spülungen bzw. auf Vorher-Nachher-Untersuchungen. Damit ist aber aufgrund starker Interkorrelation eine Abgrenzung spülungsbedingter Auswirkungen von hochwasserbedingten Auswirkungen nicht möglich, da auch Hochwässer alleine oft negative Auswirkungen auf Fischbestände haben (Warren et al. 2015).
Die Auswirkungen von Feinsedimenten, sowohl von Schwebstoffen als auch von abgelagertem Material, wurden in zahlreichen Studien untersucht (z. B. Kemp et al. 2011). Sie sind je nach Art unterschiedlich – wobei Salmoniden am anfälligsten sind – und von Schwebstoffkonzentration und der Expositionsdauer abhängig. Newcombe und Jensen (1996) haben anhand vorhandener Daten ein einfaches Modell entwickelt, das eine Abschätzung der Auswirkungen auf Fische erlaubt und sowohl zur Abschätzung der Auswirkungen von Stauraumspülungen als auch als Planungsgrundlage verwendet wird (Panthi et al. 2022; Cattanéo et al. 2021).
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In der vorliegenden Studie werden die Auswirkungen zweier Spülungen des Murkraftwerks Bodendorf analysiert. Wir verwenden dazu einerseits die Modelle von Newcombe und Jensen, andererseits detaillierte Aufnahmen der Jungfischdichten über mehrere Jahre. Dies erlaubt eine fundierte Abgrenzung spülungsbedingter Auswirkungen von hochwasserbedingten Auswirkungen.
2 Methode
2.1 Untersuchungsgebiet
Die Mur entspringt im Nationalpark Hohe Tauern (1898 m ü. d. M.) und durchfließt Österreich auf einer Länge von rund 325 km. Das österreichische Einzugsgebiet umfasst ca. 10.340 km2 mit seinem höchsten Punkt im salzburgerisch-kärntnerischen Grenzgebiet, dem Großen Hafner mit 3076 m ü. d. M. Obwohl der Oberlauf durch mehrere Wasserkraftwerke teilweise gestaut und gespeichert ist, zählt er zu den am wenigsten beeinträchtigten großen Flüssen Österreichs (Matulla et al. 2007; Brilly et al. 2012).
Die Mur fällt in das nivo-pluviale Ablussregime mit ausgeprägten Schneeschmelzereignissen im Frühjahr. Im Untersuchungsgebiet liegen die mittleren Niederschlagssummen zwischen 750 und 1100 mm/a. Die mittleren Jahresabflüsse befinden sich zwischen 30 m3/s an der Grenze zwischen Salzburg und der Steiermark und 57 m3/s am Pegel Zeltweg (Brilly et al. 2012) Die einjährlichen Hochwasserereignisse liegen in etwa beim fünffachen Wert der Mittelwasserabflüsse.
2.2 Stauraumabsenkungen
Zwischen 2005 und 2012 wurden im Kraftwerk Bodendorf (gemeinsam mit den Kraftwerken St. Georgen, Murau und Unzmarkt) drei Spülungen mit einer Dauer von 14,5 bis 68,0 h durchgeführt. Die mittlere Schwebstoffkonzentration (SSC) lag zwischen 0,6 und 2,0 gL−1, die Maximalwerte zwischen 4,2 und 5,2 gL−1. Zusätzlich zu den Feinsedimenten wurden während der Spülungen erhebliche Mengen an Kies und Grobsand (Korngröße > 2 mm) remobilisiert. Aus den Sedimentationsraten kann abgeschätzt werden, dass dieses Geschiebe ca. 46 % der Gesamtsedimente ausmacht, was einer Gesamtmenge zwischen 31.000 und 73.000 m3 pro Spülung in Bodendorf entspricht (Reckendorfer et al. 2019).
2.3 Severity-of-Ill-Effekt
Newcombe und Jensen (1996) entwickelten ein Modell zur Abschätzung des Einflusses von Schwebstoffen auf Süßwasserfische (Severity-of-Ill-Effekt, SEV). Das Modell wird weltweit zur Optimierung und zur Abschätzung der Auswirkungen von Stauraumspülungen angewendet (z. B. Cattaneo et al. 2021). Das Ausmaß des Effekts wird auf einer 15-stufigen Skala (0: kein Effekt bis 14: 80–100 % Mortalität) dargestellt.
Das Modell berücksichtig Freiland- und Labordaten, wobei bei Freilanddaten keine Korrektur bezüglich Sauerstoffgehalt oder Durchfluss erfolgte, d. h., dass Auswirkungen auf Fische von Variablen, die mit der Schwebstoffkonzentration kovariieren wie Durchfluss oder Sauerstoffgehalt (bei hohem organischem Gehalt der Schwebstoffe), implizit in das Modell eingehen – d. h. wiederum, dass die Auswirkungen des Schwebstoffgehalts allein methodenbedingt sehr wahrscheinlich überschätzt werden.
2.4 Jungfischerhebungen
Die Larvendichte wurde mittels Point Abundance Sampling (PAS) ermittelt und als Fang pro Wurf angegeben. Die Befischungen fanden in den Jahren 2005 bis 2012 jährlich zwischen Juni/Juli und Oktober/November im Abschnitt zwischen Murau und Unzmarkt statt. Jedes Jahr wurden 450 Punkte an vier bis sechs Terminen in zweiwöchigen bis monatlichen Abständen beprobt. Die Fische wurden auf Artniveau bestimmt und auf mm TL genau vermessen. Die Daten wurden verwendet, um die Populationsdynamik der Jungfischkohorte zu analysieren.
2.5 Statistik
Die statistischen Analysen wurden mit SPSS und R 3.0.3. (R Core Team 2014) unter Verwendung der R‑Pakete glmulti (Calcagno 2013) und MuMIN (Barton 2016) durchgeführt. Zur Anpassung des Alpha-Niveaus wurde die Bonferroni-Holm-Korrektur für multiple Vergleiche verwendet.
Verallgemeinerte lineare Modelle (GLM) wurden verwendet, um den Einfluss biotischer (Abundanz adulter Äschen, Fischgröße) und abiotischer Variablen (Abfluss, Temperatur, Spülung) auf die Jahrgangsstärke und die Rate der Populationsänderung zu testen. Es handelt sich dabei um Parameter, die die zugrunde liegenden ökologischen Prozesse widerspiegeln, von denen angenommen wird, dass sie die Populationsdynamik der Äsche beeinflussen. Es wurden verschiedene hydrologische und Temperaturvariablen (Mittel- und Maximalwerte) berücksichtigt, wie z. B. Daten von Mai bis Oktober, die sich auf die Larven- und Juvenilphase der Äsche konzentrieren, oder Daten von April bis Oktober, die zusätzlich die Laich- und Interstitialphase berücksichtigen. Es wurden alle möglichen Kombinationen von Prädiktorvariablen berechnet, mit der Einschränkung, dass nur eine Variable pro Modell aus jeder Variablengruppe berücksichtigt wurde (Tab. 1), um Multikollinearität zu vermeiden.
Tab. 1
Vorhersagevariablen der Kandidatenmodelle mit Abkürzung und Beschreibung
Vorhersagevariablen
Abhängige Variable
Gruppe
Abk.
Beschreibung
Larvendichte im Frühjahr
Temperatur
T4‑6
Mittlere Temperatur zwischen April und Juni
Durchfluss (Q)
Q4‑6
Mittlerer Durchfluss zwischen April und Juni
Qmx4‑6
Maximaler Durchfluss zwischen April und Juni
Spülung
Spülung
Ja/Nein
Larvendichte im Herbst
Temperatur
T4-10
Mittlere Temperatur zwischen April und Oktober t
T5-10
Mittlere Temperatur zwischen Mai und Oktober
Durchfluss (Q)
Q4-10
Mittlerer Durchfluss zwischen April und Oktober
Q5-10
Mittlerer Durchfluss zwischen Mai und Oktober
Qmx4-10
Maximaler Durchfluss zwischen April und Oktober
Qmx5-10
Maximaler Durchfluss zwischen Mai und Oktober
Fischgröße
DQmx
Tag mit dem höchsten Abfluss
MQmx
Monat mit dem höchsten Abfluss
Spülung
Spülung
Ja/Nein
Änderungsrate der Larvenpopulation
Durchfluss (Q)
QmeanP
Mittlerer Abfluss zwischen zwei Befischungen
QmaxP
Maximaler Abfluss zwischen zwei Befischungen
Fischgröße
Smean
Mittlere Larvengrößen zwischen zwei Befischungen
Send
Larvengröße am Ende der Periode
Äschendichte
Yoydens
Larvendichte am Beginn der Periode
Spülung
Spülung
Ja/Nein
Die Modelle wurden nach ihrem Informationsgehalt gereiht, der durch das für kleine Stichprobenumfänge korrigierte Akaike-Informationskriterium (AICc) bestimmt wurde.
Für alle Modelle, die eine AICc-Differenz (∆AICc) < 2 zum besten Modell (= Modell mit dem niedrigsten AICc-Wert) aufwiesen, wurden ihre AICc-Gewichte berechnet. Höhere AICc-Gewichte weisen auf eine höhere relative Wahrscheinlichkeit eines Modells im Vergleich zu den konkurrierenden Modellen hin (Symonds und Moussalli 2011; Wagenmakers und Farrell 2004). In den Ergebnissen werden alle Modelle mit einem ∆AICc < 2 dargestellt.
3 Ergebnisse
3.1 Severity-of-Ill-Effekt
Bei keiner der Stauraumabsenkungen wurden für adulte und juvenile Salmoniden letale Auswirkungen errechnet (Abb. 1). Bei der Stauraumabsenkung im Mai 2006, wo theoretisch noch Eier und Larven vorkommen konnten, wird für diese ein maximaler SEV von 9,4 ermittelt.
Abb. 1
Schwebstoffgehalt (SSC) und Severity-of-Ill-Effekt (SEV) bei drei Spülungen an der Oberen Mur. Oben: Mai 2006, Mitte: Mitte Juli 2012, unten: Ende Juli 2012
Die zeitliche Entwicklung des Äschenjahrgänge während der einzelnen Jahre (Abb. 2) lässt sich unter Annahme einer konstanten Überlebensrate gut durch einen exponentiellen Rückgang beschreiben. Die Regressionsgerade erklärt dabei zwischen 31 % (2010) und 96 % (2008) der Variabilität pro Jahr. Die niedrigste Überlebensrate wurde im Jahr 2009 verzeichnet, die höchste 2011.
Abb. 2
Saisonale Änderungen der juvenile Äschendichten zwischen Murau und Unzmarkt in den Jahren 2005 bis 2012. Point Abundance Sampling
Dies spiegelt sich auch in den herbstlichen Jungfischdichten wider (Abb. 3). Diese schwanken zwischen 2005 und 2012 um mehr als zwei Zehnerpotenzen zwischen 0,01 und 2,00 Fischen pro Fang (point abundance sampling). Der schwächste Jungfischjahrgang ist der Jahrgang 2009, in welchem keine Spülung erfolgte. Das Jahr war allerdings durch hohe Wasserführungen während der Larval- und Jungfischphase geprägt.
Abb. 3
Juvenile Äschendichten zwischen Murau und Unzmarkt im Herbst der Jahre 2005 bis 2012
Tab. 2 zeigt die wahrscheinlichsten Modelle (∆AIC < 2) für die drei untersuchten Parameter Jungfischdichte im Frühjahr, Veränderungsraten zwischen zwei Terminen und Jungfischdichten im Herbst. Die Larvendichte am ersten Probenahmetermin jedes Jahres war negativ mit dem maximalen Abfluss im Frühjahr korreliert. Das Modell ist zwar nicht signifikant, wird aber durch das ∆AICc unterstützt.
Tab. 2
Modelle mit einem ∆AICc < 2 zum besten Modell (für Variablenabkürzung siehe Tab. 1)
Abhängige Variable
N
Nr.
Parameter
Koeffizient
SE
T
Sig.
AICc
∆AICc
Dichte im Frühjahr
8
1
Intercept
2,6838
0,6115
–
–
37,87
0
2
Intercept
6,6099
2,1379
3,092
0,021
39,69
1,82
Qmx4‑6
−0,0251
0,0132
−1,902
0,106
Veränderungsrate r
34
1
Intercept
−0,0492
0,0269
−1,829
0,077
−131,11
0
QmeanP
−0,0006
0,0003
−2,262
0,031
Send
0,0007
0,0002
2,957
0,006
2
Intercept
−0,0452
0,0260
−1,738
0,092
−130,94
0,17
QmeanP
−0,0006
0,0003
−2,214
0,034
Smean
0,0007
0,0002
2,923
0,006
Dichte im Herbst
8
1
Intercept
−7,482
1,807
−4,140
0,009
17,22
0
Qmx4-10
−0,005
0,001
−3,597
0,016
T4-10
0,741
0,140
5,302
0,003
2
Intercept
−7,482
1,807
−4,140
0,009
17,22
0
T4-10
0,741
0,140
5,302
0,003
Qmx5-10
−0,005
0,001
−3,597
0,016
3
Intercept
−9,818
2,916
−3,367
0,015
18,16
0,93
T4-10
0,837
0,237
3,528
0,012
Die Veränderungsrate der Fischlarvendichten zwischen zwei aufeinanderfolgenden Probenahmen war negativ mit dem Abfluss in diesem Zeitraum und positiv mit der Larvengröße korreliert, d. h., dass eine höhere Wasserführung die Überlebensrate reduziert und größere Larven eine höhere Überlebensrate als kleine Larven haben.
Die Unterschiede in den herbstlichen Jungfischdichten werden zu einem großen Teil durch die Durchflussverhältnisse während der Larval- und Jungfischphase (April bis Oktober) erklärt, aber auch die Temperaturverhältnisse spielen eine Rolle, d. h., dass bei niedrigen Temperaturen im Herbst weniger Jungfische festzustellen sind (Abb. 4). Hohe Durchflüsse und niedrige Temperaturen führen unterhalb des Kraftwerks Bodendorf im Jahr 2009 (keine Spülung) zu den niedrigsten Jungfischdichten der gesamten Untersuchungsperiode (2005–2012).
Abb. 4
Abhängigkeit der juvenilen Äschendichten von Durchfluss und Temperatur. 2006 und 2012 fanden Stauabsenkungen statt
Keines der wahrscheinlichen Modelle zeigte einen Einfluss der Spülung auf einen der drei Parameter (Tab. 2).
Abb. 5 zeigt das Wachstum der Jungäschen. Ein Einfluss der Spülungen 2006 und 2012 ist augenscheinlich nicht festzustellen. Die maximalen Größen im Herbst sind in allen Jahrgängen sehr ähnlich und unterscheiden sich nur geringfügig. Ausnahmen bilden das Jahr 2009 (allerdings mit nur einer Messung) und das Jahr 2008.
Abb. 5
Wachstum der Äschen zwischen Juni/Juli und Oktober/November. 2006 und 2012 fanden Stauabsenkungen statt
Schwebstoffkonzentrationen, wie sie während der Spülungen an der Oberen Mur auftraten, führen gemäß SEV-Modell zu keinen direkten Schädigungen bei juvenilen und adulten Salmoniden. Eine Schädigung von Larven und Eiern in geringem Ausmaß ist nicht auszuschließen, wobei der Richtwert von SEV = 10, ab welchem gemäß Modell geringe Mortalitäten auftreten können, nicht erreicht wird.
Das geringe Schädigungspotenzial zeigt sich auch bei einer Analyse von Laborversuchen, die auf dem Datensatz von Newcombe & Jensen (1996) basiert, allerdings um aktuelle Laborversuche ergänzt wurde. In der Regel werden selbst Konzentrationen von > 10 gl−1 über mehrere Tage und > 1 gl−1 über ein Monat ohne Mortalität vertragen (Abb. 6). Konzentrationen von wenigen gl−1 und eine Expositionsdauer von wenigen Tagen, wie sie typischerweise bei Spülungen von Laufstauen auftreten, führen im Labor nicht zu Ausfällen bei Salmoniden.
Abb. 6
Mortalität von Salmoniden (Larven, Juvenile und Adulte) in Abhängigkeit von Sedimentkonzentration und Expositionsdauer – Ergebnisse aus Laborversuchen (weiß – keine Mortalität, hellgrau – bis 20 %, grau – bis 50 %, schwarz > 50 %); H Stunde, D Tag, W Woche, M Monat. Datengrundlage: Newcombe und Jensen (1996), ergänzt um aktuelle Studien
Die herbstlichen Jungfischdichten schwanken um mehrere Zehnerpotenzen. Diese Schwankungen sind mit hoher Wahrscheinlichkeit auf Faktoren zurückzuführen, die nichts mit den Spülungen zu tun haben, in der Mur v. a. auf die Abflussverhältnisse und die Temperatur.
Hohe natürliche Abflüsse können in Fließgewässern zur Mortalität von Fischen führen (Carline und McCullough 2003), insbesondere bei jungen Salmoniden, oder Abwanderungen flussabwärts auslösen (Ottaway und Clarke 1981; Heggenes und Traaen 1988; für einen Überblick siehe Warren et al. 2015). Für die Äsche liegen diesbezüglich v. a. Untersuchungen an der arktischen Äsche vor. So dokumentierte Clark (1992) eine signifikant negative Korrelation zwischen Abfluss und Äschenrekrutierung im Chena River in Alaska. Im Big Hole River führten überdurchschnittliche Frühjahrsabflüsse zu schwachen Äschenjahrgängen, während niedrige Abflüsse während des Schlupfes und der Emergenz zu einer ausgezeichneten Rekrutierung führten (Byorth 1993a, 1993b). Auch bei Bachforellen und Regenbogenforellen können hohe Abflüsse während der Emergenz und Larvalphase zu reduzierten Jungfischdichten führen (Pinter et al. 2025, Cattaneo et al. 2002). Bei der Spülung des Madesimo-Reservoirs zeigten parallele Untersuchungen in einem Abschnitt mit erhöhter Feinsedimentkonzentration und einem Abschnitt, der nur von der Abflusserhöhung betroffen war, dass der erhöhte Abfluss allein Fische beeinträchtigen kann, während die erhöhte Schwebstofffracht keine zusätzlichen Auswirkungen auf Bachforellen und Koppen hatte (Quadroni et al. 2016).
Temperatureffekte wirken sich vor allem auf das Wachstum aus. Deegan et al. (1999) fanden z. B. bei der arktischen Äsche ein besseres Wachstum bei höheren Temperaturen während der Vegetationsperiode. Da größere Fische in der Regel höhere Überlebensraten haben, sind auch indirekte Effekte auf die Jahrgangsstärken zu vermuten, auch wenn diese von Deegan et al. (1999) nicht untersucht wurden. Unsere Daten zeigen einen deutlich positiven Einfluss höherer Frühjahrstemperaturen auf die Jahrgangsstärken.
4.3 Bisherige Untersuchungen an der Mur
Die Abgrenzung der Auswirkungen von Spülungen und Hochwasser ist nicht trivial. Ein Vorher-Nachher-Vergleich kann darüber keine Auskunft geben. Dennoch wurden solche Vergleiche in der Vergangenheit – auch an der Mur – unzulässigerweise zur Beurteilung von Spülungen herangezogen.
Um die Auswirkungen der Spülungen von den Auswirkungen des Hochwassers unterscheiden zu können, sind parallele Erhebungen zeitgleich in einem durch Spülungen beeinflussten und in einem unbeeinflussten Abschnitt erforderlich (Before-After-Control-Impact-Design). Solche Untersuchungen liegen im Untersuchungsgebiet vor.
Die bisher umfangreichste Wirkungsanalyse wurde von Reckendorfer et al. (2019) durchgeführt. Dabei wurden 13 Stauraumabsenkungen mit insgesamt 140 Elektrobefischungen zwischen 1990 und 2015 untersucht, wodurch verschiedene Populationsparameter der Äsche wie Gesamt- und Jungfischdichten sowie deren Veränderungsraten analysiert werden konnten. Dies ermöglichte eine detaillierte Analyse der Faktoren, die Äschenpopulationen und deren Dynamik bestimmen, einschließlich dichteabhängiger Prozesse und Faktoren, die nur einzelne Entwicklungs- oder Altersstadien betreffen. Zusätzlich wurden weitere Faktoren wie Prädation, Temperatur und Hydrologie analysiert, die in anderen Studien einen Einfluss auf Äschenpopulationen gezeigt haben. Das statistische Design erlaubte es, die Auswirkungen der Spülungen von den natürlichen Hochwassereffekten zu trennen. Keiner der untersuchten Populationsparameter wurde durch die Stauraumabsenkungen beeinflusst, d. h., dass kein Effekt der Absenkungen/Spülungen zusätzlich zu den Hochwässern festgestellt werden konnte.
Mielach et al. (2013) verwendeten ebenfalls einen BACI-Ansatz und konnten keinen Unterschied zwischen den durch Spülungen beeinflussten und unbeeinflussten Gewässerabschnitten feststellen. In der Diskussion wiesen sie darauf hin, dass der unbeeinflusste Abschnitt möglicherweise von einem Dammbruch im Juni in der Taurach betroffen war und dadurch die Fischdichten in der Kontrollstrecke reduziert wurden. Die Schwebstofffrachten am Pegel Gestüthof zeigen jedoch keine erhöhten Schwebstoffkonzentrationen im Juni 2012 (Abb. 7), sodass der Dammbruch in der Taurach wahrscheinlich keinen großen Einfluss auf die Schwebstoffkonzentrationen in der Mur hatte und die reduzierten Fischdichten oberhalb Bodendorf auch auf das Hochwasser im Juli 2012 zurückzuführen sind. Folgt man dieser Interpretation, so waren durch die Spülung 2012 keine über das Hochwasser hinausgehenden negativen Effekte auf die Fischpopulationen feststellbar.
Abb. 7
Schwebstofffrachten im Juni (Zeitreihe 2009–2021) am Pegel Gestüthof. Oben für die einzelnen Jahre, unten für die einzelnen Tage (rot: 2012)
Wie unsere Untersuchungen zeigen, ist das Geschiebemanagement an der Oberen Mur ökologisch weitgehend optimiert und minimiert nachhaltig negative Auswirkungen auf die Fischpopulationen. Das periodische Spülregime mit Spülungen während höherer Wasserführungen bildet hinsichtlich Zeitpunkt, Ausmaß, Häufigkeit und Dauer den natürlichen Sedimenthaushalt ab.
Als zusätzliche ökologische Optimierung wird die Sedimentkonzentration durch eine Reduzierung der Absenkgeschwindigkeit in der Übergangsphase zwischen Absenkung und freiem Fließen reguliert.
Zusätzlich wird auf Spülungen während der Larvenphase von April bis Juni verzichtet, wenn im Vorjahr eine Absenkung durchgeführt wurde. Diese Einschränkung erfolgt, da Eier und Larven oft als besonders empfindlich eingestuft werden, auch wenn unsere Modelle keine Auswirkungen von Spülungen auf Larven oder Jungfische zeigen.
Dieses Spülregime minimiert die negativen Auswirkungen auf die unterliegenden Gewässerabschnitte und maximiert den Nutzen: Ein großer Teil des Feinmaterials wird durch den Stausee transportiert, sodass man sich dem natürlichen Muster des Sedimentaustrags annähert. Bei großen Hochwasserereignissen ermöglicht die Spülung auch die Remobilisierung und den Transport von grobem Material, wodurch die Habitatbedingungen flussabwärts durch den Eintrag von Kies verbessert werden.
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Hinweis des Verlags
Der Verlag bleibt in Hinblick auf geografische Zuordnungen und Gebietsbezeichnungen in veröffentlichten Karten und Institutsadressen neutral.
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