Seenkurzprogramm 1994 - Landwirtschaft und Umwelt - Schleswig ...

Inhalt 

Seite 

Kurzfassung 3 

Einleitung 4 

Untersuchungskonzeption und Auswertungsmethoden 7 

Die Seen im Überblick - Zusammenfassung 12 

Zustand und Belastung der einzelnen Seen 19 

Borgdorfer See 19 

Großer Pönitzer See 29 

Grebiner See 40 

Stocksee 51 

Suhrer See 64 

Vierer See 75 

Literatur 86 

Anhang 89

Kurzfassung 3 

Kurzfassung 

Das Landesamt für Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein untersuchte im Rahmen 

des Seenkurzprogrammes 1994 folgende Seen: Borgdorfer See (RD), Großer Pönitzer See 

(OH), Grebiner See (PLÖ), Stocksee (PLÖ), Suhrer See (PLÖ) und Vierer See (PLÖ). 

Es sind für jeden See Daten zur Wasserchemie und -physik sowie zu den Lebensgemeinschaften 

des freien Wassers (Plankton), des Ufers und des Seegrundes zusammengestellt. Um Belastungsschwerpunkte 

zu ermitteln, wurden Stoffausträge aus der Fläche des Einzugsgebietes 

und durch Abwasser abgeschätzt sowie die Nutzung der Seen und ihrer Ufer ermittelt. Die 

Ergebnisse liefern Anhaltspunkte für Entlastungsmöglichkeiten sowie Hinweise auf die 

Schutzwürdigkeit beziehungsweise Schutzbedürftigkeit der Seen. 

Aufgrund der Seebeckenform und der Größe des Einzugsgebietes hatten mit Ausnahme des 

Borgdorfer Sees alle untersuchten Seen gute Voraussetzungen für einen nährstoffarmen 

Zustand. Die Ergebnisse der Untersuchungen zum Stoffhaushalt fielen bei den meisten Seen 

wie erwartet günstig aus. Grebiner See und Stocksee wiesen leicht erhöhte Nährstoffkonzentrationen 

auf, die auf die intensive landwirtschaftliche Nutzung seenaher Flächen am 

Grebiner See beziehungsweise auf eine relativ hohe indirekte Abwasserbelastung am 

Stocksee zurückzuführen sind. 

Hinsichtlich der Ufer- und Unterwasservegetation fiel ganz besonders der Suhrer See durch 

eine hervorragende Ausbildung der typischen Pflanzenzonierung mit zahlreichen vom Aussterben 

bedrohten Pflanzenarten auf. Auch Stocksee, Großer Pönitzer See und Grebiner See 

zeichnen sich durch eine gut ausgeprägte Vegetation aus, die jedoch Störungen erkennen 

läßt. 

Belastungsschwerpunkt für die meisten Seen ist die landwirtschaftliche Nutzung der Flächen 

in der Umgebung. Lediglich in zwei Seen - Stocksee und Vierer See - erfolgen maßgebliche 

Stoffeinträge indirekt durch die Abwasserbeseitigung im Einzugsgebiet. 

Nach den vorliegenden Ergebnissen ist der Suhrer See wegen seines für schleswigholsteinische 

Seen seltenen, nährstoffarmen Zustandes und seiner gut ausgebildeten Uferund 

Unterwasservegetation ganz besonders schützenswert.

Seenkurzprogramm 1994 

Einleitung 

Schleswig-Holstein ist mit über 300 Seen, etwa 20.000 km Fließgewässern und zahlreichen 

kleineren Teichen und Tümpeln ein wasserreiches Land. Die Seen sind von großer Bedeutung 

für den Wasser- und Stoffhaushalt der Landschaft sowie für die an das Wasser angepaßten 

Lebensgemeinschaften. Gleichzeitig stellen sie einen wichtigen wirtschaftlichen Faktor für 

Fremdenverkehr, Naherholung und Binnenfischerei dar. 

An vielen schleswig-holsteinischen Seen wurde bereits ein dringender Entlastungs- oder 

Schutzbedarf festgestellt, da sie durch die menschliche Nutzung der Gewässer und ihrer Einzugsgebiete 

in ihrer Funktion als Lebensraum geschädigt wurden oder werden. Die Beeinträchtigungen 

betreffen gleichzeitig auch die Seen als wirtschaftlicher Faktor im Bereich Berufsfischerei 

und Tourismus. Voraussetzung für die Auswahl und Planung effektiver Entlastungsmaßnahmen 

ist die Kenntnis der wichtigsten Belastungsquellen und ihrer Auswirkungen 

im See. Um diese Wissensbasis zu schaffen, wurde für die Seenuntersuchungen des Landesamtes 

ein Stufenprogramm mit folgenden Schwerpunkten entwickelt: 

1. Ermittlung der Seebeckenmorphologie als Anhaltspunkt für Schichtungsverhältnisse und 

Stoffhaushalt; 

2. Ermittlung der Einzugsgebietsgröße relativ zur Seegröße als Anhaltspunkt für die natürlichen 

Einflüsse auf den Seezustand; 

3. Erfassung der Flächennutzung und Abwasserbeseitigung im Einzugsgebiet der Seen zur 

Abschätzung der eingetragenen Stofffracht; 

4. stichprobenhafte Untersuchung mehrerer Seen pro Jahr bezüglich der Wasserchemie so 

wie der Besiedlung von Freiwasser, Seegrund und Ufer als Anhaltspunkt für den 

Seezustand (Seenkurzprogramm, LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT UND KÜSTEN 

SCHLESWIG-HOLSTEIN 1995b und LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT DES 

LANDES SCHLESWIG-HOLSTEIN 1996); 

5. ganzjährige limnologische Untersuchung einzelner Seen zur Dokumentation des ökologischen 

Zustandes, Auswirkungen der bestehenden Belastungen sowie zur Ableitung individuell 

angepaßter Schutzstrategien (Seenprogramm, LANDESAMT FÜR WASSER- 

HAUSHALT UND KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN 1975 - 1995 und LANDESAMT FÜR 

NATUR UND UMWELT DES LANDES SCHLESWIG-HOLSTEIN 1996 - 1997); 

6. Untersuchung (1 x jährlich) des Nährstoffvorrates aller Seen aus dem Seenprogramm 

(Seenkontrollmeßprogramm, LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT UND KÜSTEN 

SCHLESWIG-HOLSTEIN 1985 - 1995 und LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT DES 

LANDES SCHLESWIG-HOLSTEIN, in Vorbereitung); 

Die Kenntnis von Seegestalt und Einzugsgebietsgröße (Punkte 1 und 2) führt zur Auswahl von 

Seen für das Seenkurzprogramm (Punkte 3 und 4). Hierbei sollen zunächst solche berücksichtigt 

werden, die aufgrund ihrer natürlichen Voraussetzungen - zum Beispiel kleines Einzugsgebiet, 

große Seetiefe - einen guten Zustand bzw. ein hohes Regenerationspotential erwarten 

lassen. Die Zusammenschau der ersten vier Aspekte ergibt Anhaltspunkte für den Zustand 

und die wichtigsten Belastungsquellen des einzelnen Sees. Aufgrund dieser Ergebnisse

Einleitung 

5 

0 

s 

T 

s 

F 

F 

Borgdorfer 

NEUMUNSTER See 

Suhrer See 

Vierer See 

Gr. Pönitzer See 

s 

Abb. 1: Lage der untersuchten Seen


können dann gezielt einige wenige Seen für das Seenprogramm (Punkt 5) ausgewählt werden. 

Alle Seen, die bisher im Rahmen des Seenprogramms beprobt worden sind, werden weiterhin 

einmal jährlich im Frühjahr auf ihren Nährstoffvorrat hin kontrolliert 

(Seenkontrollmeßprogramm). 

Im vorliegenden Bericht sind Ergebnisse des Seenkurzprogrammes von folgenden Seen zusammengestellt: 

Borgdorfer See (RD), Großer Pönitzer See (OH), Grebiner See (PLÖ), Stocksee 

(PLÖ), Suhrer See (PLÖ) und Vierer See (PLÖ) (Abb.1). 

Die Seenuntersuchungen sind Teil der Grundlagenarbeit zum Gewässerschutz im Landesamt 

für Natur und Umwelt. Die Ergebnisse dienen unter anderem den Wasserbehörden als Entscheidungsgrundlagen. 

Ziel ist es, die stehenden Gewässer des Landes in einem möglichst 

naturnahen bzw. natürlichen Zustand zu erhalten bzw. sie dahin zurückzuführen. Neben allgemein 

notwendigen Maßnahmen zur Minderung von Schadstoffemissionen in allen See-Einzugsgebieten 

werden anhand ausgewählter Projekte, aufbauend auf den Ergebnissen der Seenuntersuchungen, 

modellhaft mit dem Gesamtplan abgestimmte vordringliche Einzelmaßnahmen 

aufgezeigt. 

Die nachfolgend dargestellten Untersuchungen waren nur möglich durch die Mitarbeit von 

Vertragspartnern, wie im Text jeweils erwähnt, und durch Personen vor Ort, die ehrenamtlich 

Seewasserstände und Sichttiefen ermittelten. Diesen und den am Programm beteiligten Mitarbeiterinnen 

und Mitarbeitern des Landesamtes gilt ein besonderer Dank.


Untersuchungskonzeption und Auswertungsmethoden 

Einzugsgebiet 

Das oberirdische Einzugsgebiet (AE.) jedes Sees wurde nach Höhenlinien der Deutschen 

Grundkarte (DGK 5) und zum Teil durch Begehung und Prüfung von Unterlagen der Wasserund 

Bodenverbände ermittelt. 

Die geologischen Verhältnisse wurden den Geologischen Karten für Schleswig-Holstein, Maßstab 

1 : 25.000, entnommen. 

Die Flächennutzung im Einzugsgebiet wurde nach den Kriterien: 

Acker, Grünland, Wald, Siedlung, Wasser, ungenutzte Fläche, Sonstiges 

aus Infrarot-Luftbildern im Maßstab 1 : 5.000 entnommen. 

Die Dungeinheiten wurden nach Gemeindestatistiken des Statistischen Landesamtes (Stand 

1994/95) für die Einzugsgebiete entsprechend den Flächenanteilen verschiedener Gemeinden 

ermittelt. 

Hydrologie 

Die wichtigsten Zuläufe der Seen wurden erfaßt. Am Ablauf wurden stichprobenhafte Abflußmessungen 

durchgeführt. Die Seen wurden mit Lattenpegeln versehen. Die Ermittlung der 

Seewasserstände erfolgte etwa zweimal pro Woche durch ehrenamtliche Helfer vor Ort. 

Tiefenplan 

Jeder See wurde, sofern kein aktueller Tiefenplan existierte, vermessen und ein solcher erstellt. 

Aufgrund dessen wurden Seefläche, Seevolumen, mittlere und maximale Tiefe und 

Seeumfang ermittelt. 

Biologisch-chemisches Untersuchungsprogramm 

Die Seen wurden in Abhängigkeit von ihrer Tiefe nach folgendem Muster untersucht (Tab. 1): 

Physikalisch-chemische Parameter: 

Wassertemperatur im Tiefenprofil, Luft-Temperatur, Luftdruck, Wetter, Windrichtung und - 

stärke, Secchi-Sichttiefe, Sauerstoff-Profil, Farbe, Trübung, Geruch der Probe, pH-Wert, 

elektrische Leitfähigkeit, Chlorid, Säure-Base-Kapazität, Gesamt-Stickstoff, Nitrat, Nitrit, 

Ammonium, Gesamt-Phosphor, Phosphat, gelöstes Silicium, Calcium, Magnesium. 

Die Sichttiefe wurde an den meisten Seen zusätzlich von März bis November etwa wöchentlich 

durch ehrenamtliche Helfer vor Ort ermittelt. An den Seen im Kreis Plön wurden die 

Sichttiefen im Rahmen des Seenbeobachtungsprogrammes des Kreises erhoben.

8 Seenkurzprogramm 1994 

Biologische Parameter: 

parallel zur chemisch-physikalischen Probenahme: Chlorophyll-a, Phaeophytin, Phyto- und 

Zoo-plankton qualitativ und halbquantitativ; 

im Frühjahr: Profundal-Benthon, Probenahme mit Ekman-Greifer (Fläche: 225 cm 2) aus drei 

verschiedenen Tiefen im Transekt, qualitativ und quantitativ; 

Frühsommer: grobe Erfassung von Ufer- und Unterwasservegetation. 

Tab. 1: Probenahmemuster in Abhängigkeit von der Seetiefe 

mittlere Tiefe 

maximale Tiefe 

zu erwartende Schichtung 

im Sommer 

Probentiefe 

1 m 

10m 

Mitte Hypolimnion 

1 m über Grund 

flache Seen mitteltiefe Seen tiefe Seen tiefe Seen 

< 3,5 m > 3,5 bis < 7 m > = 7 m > = 7 m 

< 5 m 

5 bis < 15 m 15 bis < 30 m > = 30 m 

ohne schwach stabil stabil 

x 

Beprobungen pro Jahr 2 2 2 2 

x 

x 

x 

x 

x 

x 

x 

x 

x 

Abschätzung der Stoffeinträge aus dem Einzugsgebiet und durch Niederschlag 

Da Phosphor in vielen Fällen der limitierende Faktor für das Algenwachstum in einem See ist, 

steht er in dem vorliegenden Bericht im Zentrum der Betrachtungen zum Stofffluß zwischen 

Einzugsgebiet und Gewässern. Darüber hinaus kann auch bei Seen, in denen Stickstoff oder 

andere Faktoren die Produktion regulieren, Phosphor am leichtesten an Land zurückgehalten 

und so zum Minimum-Faktor werden. Bei den Stoffflußbetrachtungen steht Phosphor zugleich 

stellvertretend für viele Stoffe, die permanent vom Land in die Gewässer eingetragen werden. 

RIPL et al. (1995) fanden im Einzugsgebiet der Stör, daß vor allem Kalk (etwa 65 % aller 

ausgetragenen Stoffe) ausgetragen wird. Stickstoff und Phosphor machten hingegen nur 2 % 

der ausgetragenen Stoffe aus und spielen damit weniger für die Verarmung der Böden als für 

die Eutrophierung der Gewässer eine Rolle. 

Alle Werte, die nach den im folgenden beschriebenen Methoden ermittelt werden, sind großen 

Schwankungen unterworfen. So variieren zum Beispiel Austräge aus (landwirtschaftlich genutzten) 

Flächen stark in Abhängigkeit von Bearbeitungsart, Bodenart, Entfernung zum Gewässer, 

Hangneigung, Intensität von Regenfällen. Auch für die Einträge von gereinigtem Abwasser 

gilt, daß zum einen der Kläranlagenablauf stark in seiner Fracht schwanken kann. Zum 

anderen ist auch die Reinigung, die zwischen Kläranlage und See im Boden oder Gewässer 

erfolgt, sehr variabel. Die Schätzzahlen sind jedoch genau genug, um eine grobe Gewichtung 

der einzelnen Belastungsquellen des Sees vorzunehmen. 

Für verschiedene Flächennutzungen werden in der Literatur unterschiedliche Werte für den 

jährlichen Austrag von Stickstoff und Phosphor angegeben (Tab. 2). Für die Abschätzung der 

flächennutzungsabhängigen Einträge in die untersuchten Seen wurden im vorliegenden Bericht, 

sofern nicht anders erwähnt, die mittleren Exportkoeffizienten verwendet. Für Siedlungen 

wurde ein Versiegelungsgrad von 30 % angenommen und die restliche Fläche wie Grün-


land behandelt. Daraus ergibt sich für Siedlungen ein mittlerer Exportkoeffizient von 

0,75 kg/ha a Phosphor und 13 kg/ha a Stickstoff. Campingplätze werden, zusätzlich zu eventuellen 

Schmutzwassereinträgen, ebenfalls wie Grünland behandelt. Für Gewässer und 

"sonstige Flächen" wurde ohne weitere Differenzierung kein Stoffaustrag veranschlagt. Um 

die Einträge durch Viehhaltung abzuschätzen, wurden die Dungeinheiten im Einzugsgebiet 

zusätzlich zur Flächennutzung berücksichtigt. Eine Dungeinheit entspricht etwa einem Rind 

(älter als zwei Jahre) bzw. etwa 80 kg Stickstoff und 26 kg Phosphor. Nach HAMM (1976) 

erreicht etwa 1 % des für Großvieheinheiten veranschlagten Phosphors die Gewässer. Dieser 

Wert wurde auch für die Phosphor- und Stickstoff-Gehalte der Dungeinheiten veranschlagt, 

obwohl Stickstoff wahrscheinlich besser transportiert wird als Phosphor. 

Tab. 2: Exportkoeffizienten für Phosphor und Stickstoff für verschiedene 

Flächennutzungen (kg/ha a) 

Nutzungsart 

Exportkoeffizient 

(kg/ha a) 

Quelle 

mittel Bereich 

Acker P: 0,5 0,07 bis 2 SCHWERTMANN 1973, LW* 1991, 

N: 20 20 bis 70 LW* 1991 

Grünland P: 0,2 0,1 bis 0,8 ALLEN & KRAMER 1972, LW * 1991 

N: 10 5 bis 15 BUCKSTEEG & HOLLFELDER 1975, 

LW*1991 

Wald P: 0,05 0,01 bis 0,183 DILLON & KIRCHNER 1975, LW* 1991, 

N: 7 5 bis 10 LW* 1991 

versiegelte Fläche P: 2 2 bis 12 LW* 1991 

N: 20 17 bis 35 LW* 1991 

Siedlung P: 0,75 Erläuterung siehe Text 

N: 13 

Siedlung mit Regen- P: 0,4 LW* unveröffentlicht 

klärbecken bzw. Regenrückhaltebecken 

N: 10 

Gewässer, 

sonstiges 

P: 

N: 

0 

0 

LW*: LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT UND KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN 

Der Stand der Abwasserbeseitigung im Einzugsgebiet der untersuchten Seen wurde nach Angaben 

der Unteren Wasserbehörden ermittelt. In Abhängigkeit vom Ausbaugrad der Hauskläranlagen 

bzw. der Reinigungsleistung von zentralen Kläranlagen wurden Faustzahlen am Kläranlagenablauf 

pro Einwohnerwert veranschlagt (Tab. 3). Bei konkreten Sanierungsmaßnahmen 

sind die Werte im Einzelfall aus den Ergebnissen der behördlichen Überwachung und der 

Selbstüberwachung heranzuziehen. 

In Tabelle 4 sind die 1994 vom Landesamt für Wasserhaushalt und Küsten an verschiedenen 

Stellen ermittelten Einträge von Stickstoff und Phosphor durch Niederschlag zusammengestellt 

(LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT UND KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN 1995a). 

Für die Bilanzierung der Einträge in die Seen wird jeweils die nächstgelegene Meß-stelle zugrunde 

gelegt.


Tab. 3: Faustzahlen zur Reinigungsleistung verschiedener Kläranlagen, 

Ausgangsdaten: 2,5 g P/EW, 12 g N/EW 

Ablauf konzentrationen/-frachten 

Kläranlagentyp I/E * d Stoff mg/I g/EW * * d kg/EW a 

Kleinkläranlage als 3 Kammerausfaulgrube, 

nicht nachgerüstet 

100 P: 

N: 

20 

100 

Kleinkläranlage, nachgerüstet nach DIN 100 P: 8 0,8 0,3 

4261, mit Sandfilter, Tropfkörper, Belebungsbecken 

N: 80 8 3 

oder 

Nachklärteich 

2 

10 

0,7 

3,7 

Abwasserteich unbelüftet, 15 m 2/E, 300 P: 3 1 0,4 

Mischkanalisation N: 15 5 1,8 

Abwasserteich, belüftet, Trennkanalisation 150 P: 8 1,2 0,4 

N: 40 6 2,2 

Abwasserteich, belüftet, mit P-Fällung, 150 P: 1,5 0,2 0,07 

Trennkanalisation N: 40 6 2,2 

Abwasserteich mit zwischengeschaltetem 150 P: 8 1,2 0,4 

Tropf- oder Tauchkörper und Rückführung, A N: 20 3 1,1 

257 

Gebietskläranlage mit Schlammstabilisierung 100 P: 8 0,8 0,3 

u. Nitrifikation (kl. Kläranlage, 50 bis 500 N: 60 6 2,2 

EW), A 122, Trennkanalisation 

KI. Kläranlage mit Schlammstabilisierung und 150 P: 5,5 0,8 0,3 

Nitrifikation, 500 bis 5000 EW, N: 35 5 1,8 

A 126, Trennkanalisation 

KI. Kläranlage mit Schlammstabilisierung, 150 P: 0,7 0,1 0,04 

Nitrifikation, Denitrifikation und Simultanfällung, 

500 bis 5000 EW, A 126, Trennkanalisation 

N: 18 2,7 1 

Gr. Kläranlage mit vollbiologischer Reinigung, 150 P: 8 1,2 0,4 

> 5000 EW, Trennkanalisation N: 18 2,7 1 

Gr. Kläranlage mit vollbiologischer Reinigung 150 P: 1,5 0,2 0,08 

und P-Elimination, > 5000 EW, Sofort-Programm 

N: 18 2,7 1 

Schleswig-Holstein 

Gr. Kläranlage mit vollbiologischer Reinigung 150 P: 1,5 0,2 0,08 

und N- u. P-Elimination, > 5000 EW N: 10 1,5 0,5 

Gr. Kläranlage mit vollbiol. Reinigung, 150 P: 0,5 0,075 0,03 

N- u. P-Elimination u. Flockungsfiltration, N: 10 1,5 0,5 

> 5000 EW, Dringlichkeitsprogramm S-H 

E*: Einwohner, EW**: Einwohnerwert 

Tab. 4: Einträge von Phosphor und Stickstoff durch Niederschlag (kg/ha a) an 

verschiedenen Stellen des Landes (LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT 

UND KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN 1995a) 

Meßstelle Kreis Stoff Jahreseintrag (kg/ha a) 1994 

Eutin OH P: 0,4 

N: 1 1 ,7 

Barlohe RD P: 0,15 

N: 15,3

Untersuchungskonzeption und Auswertungsmethoden 1 1 

Nährstoffbelastungsmodell nach VOLLENWEIDER & KEREKES (1980) 

Verschiedene Verfasser haben in Modellen versucht, die Phosphor-Belastung aus dem Einzugsgebiet 

zur seeinternen Phosphorkonzentration in Beziehung zu setzen. In dem stark vereinfachenden 

Modell von VOLLENWEIDER werden dabei die Gewässergestalt und die hydraulische 

Belastung (theoretische Wasseraufenthaltszeit) berücksichtigt, weil diese Größen einen 

besonderen Einfluß auf die Stoffumsetzungen in einem See haben. 

PE 

L *Tw 

PE : erwartete Phosphorkonzentration im See (mg/1) 

L : jährliche Phosphor-Belastung pro Seefläche (g/a m 2 ) 

Tw : theoretische Wasseraufenthaltszeit (a) * 

* theoretische Wasseraufenthaltszeit (a) = Seevolumen (m.)** : Zuflußmenge (m 3/a) * * * 

* * Seevolumen (m 3 ) = Seefläche (m 2) x mittlere Tiefe (m) 

* * * Zuflußmenge (m 3 /a) = Aro (km 2) x 10 I/s km 2 x 31536 

: mittlere Tiefe des Sees (m) 

Im vorliegenden Bericht wird das Modell dazu verwendet, um die vorgenommenen Abschätzungen 

auf Plausibilität zu überprüfen.


Die Seen im Überblick - Zusammenfassung 

Alle im Rahmen des vorliegenden Berichtes behandelten Seen - Borgdorfer See, Großer 

Pönitzer See, Grebiner See, Stocksee, Suhrer See und Vierer See - liegen im Östlichen Hügelland 

(Abb. 11. 

Die Ausgangsbedingungen der Seen aufgrund ihrer Seebeckenform und ihres Einzugsgebietes 

sind in Abbildung 2 veranschaulicht, in der die mittlere Tiefe der Seen gegen das Verhältnis 

von Einzugsgebiets- zu Seefläche aufgetragen ist. Je kleiner das Einzugsgebiet im Verhältnis 

zur Seefläche ist, desto besser sind die natürlichen Voraussetzungen für eine mäßige Nährstoffzufuhr 

aus dem Einzugsgebiet in den See und damit für einen niedrigen trophischen Zustand 

des Sees. Diagonal in der Graphik ist die Grenzlinie für ein Verhältnis Einzugsgebietsfläche 

zu Seevolumen fv = 2 eingetragen. fv gibt noch genauer die natürlichen Voraussetzungen 

des Sees wieder, da das Volumen, das die Stoffe aus dem Einzugsgebiet aufnimmt, maßgeblicher 

den Stoffhaushalt beeinflußt als die Seefläche. Bei fv kleiner 2, d.h. bei Seen mit 

kleinem Einzugsgebiet und großem Volumen, ist ein relativ nährstoffarmer Zustand des See zu 

erwarten. 

Einzugsgebietsfläche / Seefläche fu (m 2/m 2 ) 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 

E 

4- 

H 

E 

4 

0 

❑ 

❑ 

❑ 

0 

❑ 

❑ 

• Borgdorfer See ❑ 

❑ 

Gr. Pönitzer • See ❑ ❑ ❑ 

❑ ❑ 

❑ 

• 

0. 

Vierer See 

8 

n , 

O ❑ 

Grebiner See 

Suhrer See 

10 0 \ ❑ 

12 

n Stocksee 

O 

❑ 

❑ 

14 ❑ 

16 

18 

0 

fe = 2 

Abb. 2: Verhältnis von fu (Einzugsgebiets-/ Seefläche, m 2/m 2) zur mittleren Seetiefe (m). 

• : Seen des Seenkurzprogrammes 1994, 

U : bisher vom Landesamt untersuchte Seen. 

Alle untersuchten Seen mit Ausnahme des Borgdorfer Sees haben demnach natürlicherweise 

gute Voraussetzungen für einen relativ nährstoffarmen Zustand. Der Vierer See liegt allerdings

Die Seen im Überblick - Zusammenfassung 13 

nahe dem Übergangsbereich zu weniger günstigen morphologischen Ausgangsbedingungen, 

die zu einem höheren Nährstoffgehalt im Gewässer führen können. Der Borgdorfer See hat ein 

relativ großes Einzugsgebiet im Verhältnis zu Seefläche und -volumen, so daß hier nährstoffreiche 

Bedingungen zu erwarten sind. Tiefere, stabil geschichtete Seen (mittlere Tiefe > 

7 m) haben, insbesondere wenn sie ein großes Hypolimnion im Verhältnis zum Epilimnion 

aufweisen, ein besonders hohes Regenerationspotential im Falle einer vorübergehend höheren 

Belastung. Dies trifft bei den untersuchten Seen vor allem für den Stocksee zu, aber auch für 

den Suhrer See, Grebiner See, Vierer See sowie Großen Pönitzer See. Im Borgdorfer See haben 

durch seine geringe Tiefe interne Düngungsprozesse große Auswirkungen, daher leidet er 

unter den Nachwirkungen seiner früher höheren Belastung. 

Die tatsächlich vorgefundenen Nährstoff-Konzentrationen sind in Abbildung 3 dargestellt. Es 

zeigt sich bei den Phosphor-Konzentrationen, daß die oben begründeten Erwartungen besonders 

klar beim Suhrer See, Großen Pönitzer See, Vierer See und Borgdorfer See bestätigt 

wurden. Grebiner See und Stocksee hatten höhere Nährstoffwerte als erwartet. Für den 

Stocksee läßt sich dies mit einem zur Zeit großen indirekten Stoffeintrag durch Abwasser 

erklären. Beim Grebiner See ist vermutlich wesentliche Ursache die intensive landwirtschaftliche 

Nutzung seenaher Flächen und des überwiegenden Teiles der gesamten Einzugsgebietsfläche. 

3 — 

2,5 — 

• 

Borgdorfer See 

Vierer See 

• 

• 

Grebiner See 

tendenziell 

1 — 

0,5 — 

• 

Suhrer See 

• • 

• Stocksee NO Stocksee SW 

Gr. Pönitzer See 

P-limitiert 

tendenziell 

N-limitiert 

0 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 0,08 0,09 

Gesamt -Phosphor (mg/I) 

Abb. 3: Verhältnis von Gesamt-Stickstoff zu Gesamt-Phosphor (mg/1) im Frühjahr in den 

untersuchten Seen.


In dem Bereich oberhalb der punktierten Fläche in Abbildung 3 liegt ein N:P-Verhältnis > 10 

vor. Bei diesen Seen ist tendenziell eine Begrenzung des Algenwachstums durch Phosphor 

anzunehmen. Diese Bedingungen liegen im Frühjahr bei allen Seen vor. Die Werte des Großen 

Pönitzer Sees lagen allerdings im Sommer im Bereich der punktierten Fläche, d.h., er gehörte 

zu den Seen mit einem N:P-Verhältnis um 7, die tendenziell eine Stickstoff-Limitierung erwarten 

lassen. Die Kenntnis des limitierenden Nährstoffs ist wichtig für die Abschätzung des Effektes 

von Entlastungsmaßnahmen. In der Regel sollte über eine Reduzierung des Phosphoreintrages 

versucht werden, Phosphor zum begrenzenden Faktor werden zu lassen, da 

Phosphor leichter im Einzugsgebiet zurückzuhalten ist als der gut lösliche Stickstoff. 

Der Referenzrahmen für weitere chemische und physikalische Parameter in schleswigholsteinischen 

Seen (Abb. 4) verdeutlicht die Lage der untersuchten Seen im regionalen Zusammenhang. 

Der Medianwert, d.h. der Wert, der in der Mitte der nach ihrer Größe geordneten 

Rangreihe der Meßwerte für etwa 100 schleswig-holsteinische Seen liegt, ist jeweils als 

waagerechte beziehungsweise senkrechte Linie dargestellt. 

Der Trophiegrad läßt sich anhand von Einstufungen nach OECD (1982) abschätzen: In den 

Abbildungen 5 und 6 ist die Wahrscheinlichkeit (0 - 1) für Seen aufgetragen, bei einer bestimmten 

Phosphor-Konzentration bzw. einem bestimmten Jahresmittelwert der Sichttiefe 

einer bestimmten trophischen Kategorie (ultra-oligotroph bis hypertroph) anzugehören. Näherungsweise 

wurden die Frühjahrs-Phosphor-Konzentrationen und Sichttiefen-Mittelwerte über 

die Vegetationsperiode in den untersuchten Seen verwendet. Nach der Phosphor- 

Konzentration (Abb. 5) liegt auf der nährstoffarmen Seite der Suhrer See im schwach mesotrophen 

sowie der Große Pönitzer See im mesotrophen Bereich.Die restlichen Seen befinden 

sich im nährstoffreicheren, schwach eutrophen bis eutrophen Bereich. Nach der Sichttiefe 

(Abb. 6) liegen Suhrer See und Stocksee im mesotrophen Bereich, die restlichen Seen im eutrophen 

beziehungsweise der Borgdorfer See im Übergang zum hypertrophen, überdüngten 

Zustand, d.h., er weist ein sehr großes Algenwachstum auf. 

Eine gut entwickelte Ufer- und Unterwasservegetation zeichnet besonders den Suhrer See 

aus. Er weist eine hervorragende Vegetationszonierung mit zahlreichen vom Aussterben bedrohten 

Pflanzenarten auf, dessen Erhalt von bundesweiter Bedeutung ist. Der heutige Zustand 

sollte dringend gesichert werden. Auch Stocksee, Großer Pönitzer See und Grebiner 

See besitzen eine gut ausgeprägte Vegetation, die jedoch Störungen erkennen läßt. Die beiden 

letztgenannten Seen verbindet der Ausfall des gesamten Lebensspektrums der sonst verbreiteten 

breitblättrigen Laichkräuter. Der Röhrichtgürtel des Stocksees ist streckenweise 

deutlich im Rückgang begriffen. Am Vierer See ist das Röhricht auf etwa der Hälfte der Uferlinie 

durch Beweidung zerstört, die Unterwasservegetation setzt sich aus belastungstoleranten 

Arten zusammen. Der Borgdorfer See weist kaum mehr Unterwasservegetation auf und sein 

Röhrichtgürtel ist durch intensive Freizeitnutzung stark geschädigt. 

Die tierische Besiedlung des Seegrundes ist in den meisten der untersuchten Seen durch die 

sommerliche Sauerstoffarmut oder -freiheit im Tiefenwasser geprägt, so daß keine anspruchsvollen 

Arten gefunden wurden. Die beste Bewertung - eutropher Chironomus 

plumosus - See -fällt demnach dem Suhrer See und Großen Pönitzer See zu. Die anderen 

Seen befinden sich im Übergang zur oder bereits in der polytrophen Stufe. Der Borgdorfer See 

fiel durch eine sehr geringe Artenvielfalt auf. Daten vom Anfang dieses Jahrhunderts zeigen, 

daß sich seither bei den meisten Seen die Lebensbedingungen der Tiefenfauna deutlich verschlechtert 

haben.

Die Seen im Uberblick - Zusammenfassung 15 

Frühjahr 

800 

5 

3 

5 

2 

700 

600 

3 500 

400 

2 300 

•m 200 

5 

100 

0 20 40 60 80 100 

Calcium Img/II 

120 20 40 60 80 100 

Chlorid Img/11 

120 

Frühjahr 

Sommer 

m 2 

(7 

0 

0,2 0,4 0,6 0,8 

1,2 10 15 

20 25 

Gesamt-Phosphor 1,81 

mittlere Tiefe Iml 

Vegetationsperiode 

E 

2 

0,2 0,4 0,6 0,8 

1,2 10 15 

20 

Gesamt-Phosphorlmga, im Frühjahr 

mittlere Tiefe Uni 

350 

Sommer 

Sommer 

300 

3 250 

200 

T 

150 

0 

00 

50 

0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,3 10 15 20 25 

Gesamt-Phosphor Img/11 

mittlere Tiefe Iml 

Abb. 4: 

Referenzrahmen für chemische und physikalische Parameter in schleswigholsteinischen 

Seen (n etwa 100). Die durchgezogenen waagerechten bzw. senkrechten 

Linien kennzeichnen die Lage des Medianwertes (= Wert, der die nach 

ihrer Größe geordnete Rangreihe der Meßwerte halbiert). 

• : Seen des Seenkurzprogrammes 1994 

❑ : bisher vom Landesamt untersuchte Seen


Abb. 5: Wahrscheinlichkeit (0 - 1) eines trophischen Zustandes in Abhängigkeit von 

der Phosphor-Konzentration (mg/m' P) (nach OECD (1982), verändert).

Die Seen im Uberblick - Zusammenfassung 

17 

1,0 

Hypertroph 

Eutroph Mesotroph Ohgotroph Ultra-oligotroph 

5 0,5 

L 

Ale ä.4. 116411...— 

• • • • • 

0 0,5 1,5 2 3 5 10 15 20 30 50 100 

Sichttiefe (m) 

m a^ 

vD 

(.5) 

•Ern ! 

m c c > cn cn 

Abb. 6: Wahrscheinlichkeit (0 - 1) eines trophischen Zustandes in Abhängigkeit von 

der Sichttiefe (m) (nach OECD (1982), verändert). 

Für die untersuchten Seen wurde grob die relative Bedeutung verschiedener Belastungsschwerpunkte 

abgeschätzt. 

Als Quelle für Einträge von Phosphor in die Seen waren vor allem wichtig: 

- die landwirtschaftlich genutzten Flächen: Borgdorfer See 

Grebiner See 

Vierer See 

Stocksee 

Suhrer See 

Großer Pönitzer See 

- indirekte Einträge aus Abwässern: Stocksee 

Vierer See 

- Niederschlagswasser von besiedelter Fläche: Großer Pönitzer See 

Suhrer See.


Die landwirtschaftliche Nutzung seenaher Flächen verursacht nicht nur Stoffeinträge in die 

Seen, sondern, zum Beispiel besonders ausgeprägt am Vierer See, auch eine Zerstörung des 

Röhrichtes, wenn Nutzvieh freien Zugang zum Ufer hat. 

Der direkte Niederschlag auf die Seefläche stellt für den Großen Pönitzer See und den Suhrer 

See eine deutliche Stoffquelle dar. Interne Düngung durch Nährstoff-Freisetzung aus dem 

Sediment war besonders beim Borgdorfer See von Bedeutung. Sie ist hier als Nachwirkung 

der früher höheren Belastung aufzufassen. 

Alle untersuchten Seen wurden durch Berufsfischer, Angelsportvereine oder die Eigentümer 

bewirtschaftet. Eine auf hohe Erträge bestimmter Fischarten, zum Beispiel von beliebten Speisefischen, 

ausgerichtete Fischbewirtschaftung stellt fast immer eine Störung des Nahrungsnetzes 

im See dar. Für weitergehende Aussagen sind genauere Erhebungen nötig beziehungsweise 

die Erarbeitung von Fischbewirtschaftungsplänen zur fachlichen Unterstützung 

der Fischer und Angler sinnvoll. 

Mit Ausnahme des Borgdorfer Sees sowie Teilen des Stocksees und des Großen Pönitzer 

Sees waren bei den untersuchten Seen nur lokal begrenzte Einflüsse der Freizeitnutzung 

(Badestellen, Bootsstege, ufernahe Wanderwege) festzustellen. 

Die erarbeiteten Entlastungsempfehlungen sind Hinweise, die gegebenenfalls durch genauere 

Untersuchungen untermauert und ergänzt werden müssen. Sie orientieren sich an den jeweils 

vorherrschenden Belastungen. Ganz besonders schützenswert ist wegen seines für schleswigholsteinische 

Seen seltenen nährstoffarmen Status und seiner gut ausgebildeten Ufer- und 

Unterwasservegetation der Suhrer See.


Zustand und Belastung der einzelnen Seen 

Borgdorfer See (Untersuchungsjahr 1994/95) 

Topographische Karte (1 : 25.000): 1825 

Flußsystem: 

Nord-Ostsee-Kanal 

Kreis: 

Rendsburg-Eckernförde 

Gemeinde: 

Borgdorf-Seedorf 

Eigentümer: 

Angelsportverein 

Pächter: - 

Lage des oberirdischen Einzugsgebietes: 

Rechtswerte: 355600 - 355900 

Hochwerte: 600238 - 600664 

Höchster Wasserstand (1994/1995) (m ü.NN): 20,94 

Mittlerer Wasserstand (1994/1995) (m ü.NN): 20,66 

Niedrigster Wasserstand (1994/1995) (m ü.NNI: 20,52 

Größe des oberirdischen Einzugsgebietes (km 2 ): 6,94 

Seefläche (km 2 ): 0,48 

Seevolumen (m 3 ) bei 20,6 m ü.NN: 1 .400.000 

Maximale Tiefe Im): 8,3 

Mittlere Tiefe (m): 2,9 

Uferlänge (km): 3,0 

theoretische Wasseraufenthaltszeit (a): 0,3 

(bei einer mittleren Abflußspende von 18,7 I/s km 

im Abflußjahr 1994) 

Umgebungsarealfaktor (m 2/m 2 ): 13,5 

Umgebungsvolumenfaktor (m 2/m 3 ): 4,6 

Uferentwicklung: 1,2 

Mischungsverhalten: 

im Jahresverlauf häufig zirkulierend 

Entstehung 

GRIPP (1964) charakterisiert das Nortorfer Rinnensystem pauschal als einen Bereich unverformter 

Tunneltäler, das ein fossiles subglaziales Entwässerungssystem des Nortorf-Warder- 

Gletschers darstellt. Nach HORMANN (1969), zitiert in MÜLLER (1976), sind die Seen zum 

Teil subaerisch in Sanderflächen über Toteis angelegte Kastentäler, deren Böden ihr durchgehendes 

Gefälle verloren, da infolge des spät- und postglazialen Tieftauens des unterlagernden 

Toteises unterschiedliche Nachsackungsbeträge auftraten. 

Einzugsgebiet und Morphologie des Sees 

Der Borgdorfer See (Abb. 7) liegt bei Nortorf (Naturpark Westensee) im Kreis Rendsburg- 

Eckernförde. Er gehört zur hydrologisch eng miteinander verbundenen Nortorfer-Seenkette. 

Sein Einzugsgebiet ist im Verhältnis zu Seefläche und -volumen relativ groß (Abb. 2).

LU Seenkurzprogramm 1994 

Der See liegt im weichsel-eiszeitlichen Sandergebiet, das sich den Westensee-Stauchmoränen 

im Süden anschließt. Das Einzugsgebiet des Sees wird größtenteils von einer saaleeiszeitlichen 

Grundmoräne (Warthe-Stadium) aufgebaut. 

.S..•° . 

• s • •• • v=n^ebew 

• 

•Bor dor.. 

• 

• 

Not toll 

• • 

Borgdorfer 

See • 

erbek • • •• 

•• 

• • 

• •• 

• • 

• 

• 

• • •- • 

• • 

••• • • 

• • • • • • • •••• 

0,5 0,5 1 km 

Abb. 7: Das Einzugsgebiet des Borgdorfer Sees 

Die Zuflüsse des Borgdorfer Sees sind die Bellerbek und die Rehmsbek, die sich 50 m vor der 

im Süden des Sees liegenden Einmündung vereinigen. Sie entwässern etwa zwei Drittel des 

See-Einzugsgebietes. Der Auslauf des Sees, die Wennebek, fließt nach Norden in den 

Brahmsee. 

Über einen Schreibpegel wurden die Wasserstände am Ablauf Wennebek kontinuierlich registriert. 

Mit Hilfe von Abflußmessungen wurden die monatlichen Mengen und die Wasserstands-Abfluß-Beziehung 

errechnet (Tab. 5). Die mittlere Abflußspende lag mit 18,7 Ih km' 

überdurchschnittlich hoch. Bei einem Seevolumen von 1,4 Mio m 3 erneuert sich somit theoretisch 

das Seewasser dreimal im Jahr. Es liegt die Vermutung nahe, daß der See auch durch 

Grundwasser gespeist wird. Der Seewasserstand schwankte im Jahresverlauf um 42 cm 

(Abb. 8). 

Die Seegestalt (Abb. 9) ist oval und wenig strukturiert. Während das Nordostufer relativ steil 

ist, ist das Südwestufer sehr flach und fällt langsam zur tiefsten Stelle (8 m) im Norden hin 

ab.

Borgdorfer See 

21 

Tab. 5: Abflußmengen (10 5 m 3) und Abflußspende (I/s km 2) für das Abflußjahr 1994 

am Ablauf des Borgdorfer Sees 

J F M A M J J A S O Wi So Ja 

Monate N D 

Abfluß 

Menge 2,07 6,29 6,96 4,14 5,68 4,20 2,33 1,74 0,75 1,04 3,47 2,38 29,34 11,71 41,05 

10 5 m 3 

Spende 

l/s km2 

11,5 33,9 37,5 24,6 30,5 23,3 12,5 9,6 4,0 5,6 19,3 12,8 26,9 10,6 18,7 

21,00 

20,90 

E= 20,70 

2 20,80 

20,60 

20,50 

rÜ 

Y\' 

20,40 

NOJFMAMJJA S 0 N 0 1 FMAMJJASOND 

1994 1995 

Abb. 8: Seewasserstände (m ü.NN) im Borgdorfer See 

Ufer 

Die Ufer- und Unterwasservegetation des Sees wurde im Auftrag des Landesamtes von 

GARNIEL (1994) grob erfaßt. Die folgenden Ausführungen basieren auf ihrem Bericht. 

Im Nordosten ist das Ufer von einer Erlenreihe gesäumt. Am westlichen Ufer hat sich eine 

dichte Baumreihe aus Erlen, Weiden und Eschen gebildet. Ansonsten sind naturnahe Ufergehölze 

nur kleinflächig entwickelt, was darauf zurückzuführen ist, daß die relativ steilen Hänge 

und die Buchtenarmut des Sees wenig geeignete Bruchwaldstandorte bieten. 

Das Röhricht ist heute schmal und erreicht an ungestörten Abschnitten eine Länge von maximal 

80 m. Anhand des Rhizomgeflechtes ist erkennbar, daß die Schilfbestände früher eine 

größere wasserwärtige Ausbreitung hatten. Dieser Rückgang ist auf verschiedene anthropogene 

Einflüsse wie der Betrieb von Campingplatz, Badeanstalt, Segelschule, Angelstege und 

Bootsanleger zurückzuführen. Außerdem erstrecken sich an siedlungsnahen Uferabschnitten 

die Gartengrundstücke bis zum Wasser. Hier wurden für kleine private Badestellen und


2 

Borgdorfer 

See 

100 200 300 m 

Abb. 9: Tiefenplan des Borgdorfer Sees


Bootsliegeplätze Schneisen im Schilfgürtel freigeschnitten. An mehreren nicht abgezäunten 

Bereichen hat das Vieh freien Zugang zum Wasser, so daß hier die natürliche Ufervegetation 

weitgehend vernichtet ist. 

Eine Schwimmblatt-Zone ist im gesamten See nicht ausgebildet. 

Unterwasserpflanzen kommen im Borgdorfer See kaum vor. Sie beschränken sich auf schüttere 

Bestände von schattentoleranten einjährigen Makrophyten wie der Teichfaden 

Zanniche/iia palustris und das Kammlaichkraut Potamogeton pectinatus. Im mittleren Bereich 

des Ostufers fanden sich zudem wenige Exemplare des Flachfrüchtigen Wassersterns 

Ca//itriche p/atycarpa, der Kleinen Wasserlinse Lemna minor und des Wasserpfeffer-Tännel 

Eiatine hydropiper, der nach der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig-Holstein 

(MIERWALD 1990) stark gefährdet ist. Das Vorkommen des letzteren im Borgdorfer See ist 

nicht repräsentativ für den Gesamtzustand des Sees und vermutlich auf die lokale Beweidung 

des Ufers zurückzuführen. Durch Zurückdrängung des Röhrichtes wurden hier konkurrenzfreie 

Räume im Flachwasser geschaffen. Sämtliche Makrophyten waren hier sehr stark mit Aufwuchsalgen 

überzogen. 

Insgesamt ist die Ufervegetation des Borgdorfer Sees als stark geschädigt zu bewerten. 

Freiwasser 

Der Borgdorfer See war im Sommer 1994 sehr wahrscheinlich nur instabil geschichtet. 

E 

Sauerstoff-Sättigung 1%) 

0 25 50 75 100 125 

0 5 10 15 20 

Temperatur (°C) 

Abb. 10: Tiefenprofile von Temperatur (+) 

und Sauerstoff-Sättigung (o) im 

August 1994 

Im Frühjahr und Sommer wurde Stickstoff 

in relativ hoher Konzentration 

(2,8 mg/I NI im gesamten See festgestellt 

(Abb. 3). Die Phosphor-Konzentrationen 

stiegen von 0,08 mg/I P 

(Frühjahr) auf 0,5 mg/I P (Sommer) an. 

Gleichzeitig war die Ammonium-Konzentration 

im Sommer in der gesamten 

Wassersäule, besonders jedoch über 

Grund stark angestiegen. Dies deutet 

zusammen mit der stark gestiegenen 

Phosphor-Konzentration auf interne 

Düngungsprozesse hin. Der See zeigte 

zu dieser Zeit keine thermische, sondern 

nur eine schwache Sauerstoffschichtung 

(Abb. 10). Wahrscheinlich war bis kurz 

vor dem Meßzeitpunkt der Wasserkörper 

auch thermisch geschichtet, so daß die 

Sauerstoffschichtung noch fortbestand. 

Jedoch betrug auch im Tiefenwasser die 

Sauerstoffsättigung noch 96 %. Im 

Vergleich zu Messungen des Landesamtes 

im Jahr 1982 (LANDESAMT FÜR 

WASSERHAUSHALT UND KÜSTEN 

SCHLESWIG-HOLSTEIN 1984) ergaben 

sich keine wesentlichen Änderungen


hinsichtlich des Phosphor- und Stickstoffgehaltes. Der im Sommer 1982 festgestellte 

Phosphor-Wert lag bei 0,3 mg/I P, der Mittelwert von Juli bis Dezember betrug 0,47 mg/I P. 

Die entsprechenden Stickstoffkonzentrationen lagen bei 1,7 mg/I N (Sommer) und 2,3 mg/I N 

(Mittelwert). Das Auftreten wesentlich höherer Ammonium-Gehalte im Vergleich zu den 

Nitrat-Gehalten im Jahr 19982 bestätigte sich bei der Wiederholungsuntersuchung 1994 

nicht. Die damals vermutlich vorgelegene Belastung durch Abwasser ist inzwischen beseitigt. 

Auffällig war die hohe Konzentration an gelöstem Silizium von 10 mg/I im Sommer. Der vorangegangene 

Frühjahrswert von 3,7 mg/I zeigt, daß zu diesem Zeitpunkt durch die Kieselalgenblüte 

große Mengen Silizium gebunden waren. Nach dem Absterben der Algen gelangte 

das Silizium nach erneuter Durchmischung des Wasserkörpers wieder in den Oberflächenbereich. 

Wahrscheinlich ist der im Sommer festgestellte Wert aufgrund der vorliegenden Bodenverhältnisse 

(Sandergebiet) für den Borgdorfer See als „Normalzustand" anzusehen. 

Das Wasser war gut gepuffert (Säure-Base-Kapazität 2,3 mmol/I) und mit einem Calcium-Gehalt 

um 63 mg/I kalkreich. Der pH-Wert betrug 8,8. Die Leitfähigkeit war mit 440 NS/cm für 

Schleswig-Holstein durchschnittlich. 

Die Chlorophyll-a Konzentration lag mit 144 pg/I im Sommer sehr hoch (1982: 114 Ng/I). Die 

hohe Produktivität zeigt sich auch in den Sichttiefen (Abb. 111, die im Sommer 1994 und 

1995 überwiegend unter 1 m lagen. Im Frühjahr wurden höhere Werte (bei 2 m) erreicht. 

0,5 — 

1994/1995 

J FMAMJJ ASONDJFMAMJ JA SOND 

0 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

E 

a, 1,5 -- 

a^ 

2 2- 

2, 5 -- 

3— 

3,5 — 

Abb.1 1: Sichttiefen (m) im Borgdorfer See 1994 und 1995 

Das Plankton im See wurde im Auftrag des Landesamtes von GUNKEL (1994) untersucht. Die 

folgenden Ausführungen sind ihrem Bericht entnommen. 

Im April setzte sich das Phytoplankton aus verschiedenen centralen und pennaten Formen der 

Kieselalgen, z.B. Fragiiaria crotonensis, Stephanodiscus hantzschii, zusammen. Auffallend ist 

eine Entwicklung von fadenförmigen und koloniebildenden Blaualgen, die im Sommer nicht zu


finden sind. Die im Sommer 1982 festgestellte Wasserblüte von Microcystis trat 1994 nicht 

auf. Dafür nahm im Sommer 1994 die Dichte der begeißelten Algen der Gattungen 

Cryptomonas und Chlamydomonas stark zu. 

Im Zooplankton des Borgdorfer Sees dominierten im Frühjahr und im Sommer die Rädertiere 

Gastropus stylifer, Polyarthra dolichoptera, Keratella spp.. Die Blattfußkrebse sind durch wenige 

Individuen der relativ großen Art Daphnia logispina vertreten. Bei den Hüpferlingen traten 

die Jugendstadien im Sommer in erhöhter Anzahl auf. Insgesamt dominierten Kleinfiltrierer, 

die das Algenwachstum nicht kontrollieren konnten. 

Nach BURESCH et al. (1996/971 finden sich im Borgdorfer See folgende Fischarten: Aal, 

Hecht, Barsch, Karpfen und andere Weißfische. 

Seegrund 

Am Grund des Borgdorfer Sees wurde 1994 Faulschlammbildung festgestellt. UNGEMACH 

(1960) fand noch ein ausgesprochen humoses Sediment, dunkel graubraun, mit weicher und 

mürber Konsistenz, nicht gallertig - wie es für Faulschlämme typisch ist. 

Die tierische Besiedlung des Sedimentes im See wurde im Auftrag des Landesamtes von 

OTTO (1994) untersucht. Die folgenden Ausführungen sind seinem Bericht entnommen. 

Der Borgdorfer See wies in allen untersuchten Tiefen (4, 6, und 9 m) ein geringes Artenvorkommen 

auf. Auffällig war das Fehlen von Chaoborus flavicans sowie die Dominanz der für 

die Tiefenzone typischen Zuckmückenlarve Chironomus plumosus in 4 m Tiefe. Möglicherweise 

können andere Arten hier aufgrund großer Sauerstoffzehrungen nicht existieren. In 9 m 

Tiefe ergab sich nur eine individuenarme Besiedlung mit Bodentieren. Aus diesen Gründen 

charakterisiert die Bodenfauna den Borgdorfer See als eubis polytroph. 

Nutzung des Sees und seines Einzugsgebietes 

Nach dem Landschaftsrahmenplan des Kreises Rendsburg-Eckernförde ist der unmittelbare 

Bereich des Borgdorfer Sees ein Gebiet mit besonderen ökologischen Funktionen und mit besonderer 

Erholungseignung. Südwestlich angrenzend (getrennt durch die Kreisstraße) liegt das 

Feuchtgebiet des Bellerbek-Tales. Diese Flächen wurden von Gemeinden, Stadt und 

Naturschutzbund angekauft und werden extensiv genutzt. Etwa 300 m nordöstlich des Sees 

liegt das Naturschutzgebiet Wennebeker Moor mit einer Größe von 117 ha (Stand 1988). 

Der See wird durch einen Angelsportverein bewirtschaftet. Für die Mitglieder stehen verteilt 

um den ganzen See eine Vielzahl von Angelstegen mit Ruderbooten bereit. Ein Verfahren zur 

Verringerung der Steganlagenzahl auf maximal 30 ist eingeleitet. 

Am Nordufer befindet sich ein größerer Campingplatz, dessen Standplätze bis an die Uferlinie 

heranreichen. Eine Beseitigung der Standplätze im 50 m Erholungsschutzstreifen, auf der 

Grundlage des Landesnaturschutzgesetzes (5 11), ist geplant. Hier und am Nordostufer 

(Ablauf des Sees) gibt es öffentliche Badestellen. Am Westufer liegt eine Bootsanlegestelle 

der Gemeinde Borgdorf. Südwestlich befindet sich eine größere Badestelle mit Steganlagen 

und Springturm auf einer Schwimmplattform. Zahlreiche Stellen des Ufers werden beweidet.


Das Einzugsgebiet des Sees wird zu fast 80 % landwirtschaftlich genutzt. Der Waldanteil 

liegt mit 2 % sehr niedrig. Bebaut sind etwa 14 % des Einzugsgebietes. Die Zahl der Dungeinheiten 

lag bei durchschnittlich 1,0 DE/ha landwirtschaftlich genutzter Fläche. 

Das Abwasser von Borgdorf-Seedorf wird zentral gereinigt und außerhalb des Einzugsgebietes 

in den Seeauslauf (Wennebek) eingeleitet. Lediglich drei Hauskläranlagen versickern Abwasser 

in den Untergrund. Damit hat sich eine deutliche Entlastung des Sees gegenüber den Verhältnissen 

von 1982 ergeben. 

Niederschlagswasser wird von größeren Flächen der Gemeinden Borgdorf und Seedorf über 

Regenrückhaltebecken und Ölabscheider an verschiedenen Stellen des West- und Südufers in 

den Borgdorfer See geleitet. Im folgenden werden diese Einträge über die Stoffeinträge aus 

besiedelter Fläche abgeschätzt. 

Belastungssituation des Sees 

Aufgrund der Flächennutzung und der Abwasserbeseitigung im Einzugsgebiet sowie der Niederschlagsbeschaffenheit 

werden im folgenden stellvertretend für viele andere Stoffe die Einträge 

von Phosphor und Stickstoff in den Borgdorfer See grob abgeschätzt (Abb. 12 und 

Tab. 61. 

Phosphor 

Stickstoff 

Siedlung 9 

Niederschlag 2 % 

Abwasser 2 % 


Siedlung 8 % 

Wald 1% 

Landwirtschaft 87 % 


Abb. 12: Quellen für Phosphor - und Stickstoffeinträge in den Borgdorfer See 

Aus dem Einzugsgebiet und durch Niederschlag wurden insgesamt ca. 440 kg/a Phosphor und 

12 t/a Stickstoff eingetragen. Als Hauptquelle (85 %) für beide Stoffe ist die landwirtschaftliche 

Flächennutzung anzusehen. Es ist davon auszugehen, daß der Stoffeintrag 

wesentlich durch die beiden Zuläufe erfolgt. 

Die Phosphor-Belastung des Sees mit 0,92 g/a m 2 Seefläche liegt fast dreimal so hoch wie 

der von OHLE (1976) angegebene verträgliche Wert von 0,33 g/a m 2 , wird aber im 

wesentlichen durch das große Einzugsgebiet bedingt.


Tab. 6: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Borgdorfer See aus verschiedenen 

Quellen 

Flächennutzung 

Fläche 

(ha) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a P) 

Phosphoreintrag 

(kg/a P) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a NI 

Stickstoffeintrag 

(kg/a N) 

Acker 431 0,5 216 20 8620 

Grünland 106 0,2 21 10 1060 

Wald 13 0,05 1 7 91 

Siedlung mit Regenklärbecken 

94 0,4 38 10 940 

Wasser 50 0 0 

sonstiges 0 0 

Summe 694 275 10711 

Niederschlag 48 0,15 7 15,3 734 

auf die Seefläche 

Punktquellen 

Dungeinheiten 

Abwasser 

Stück 

bzw. EW 

572 

14 

kg/a P pro 

DE bzw. EW 

0,26 

0,7 


(kg/a P) 

149 

10 

kg/a N pro 

DE bzw. EW 

0,8 

3,7 


(kg/a N) 

Summe 159 509 

458 

52 

Gesamteintrag in den See Phosphor Stickstoff 

Summe (kg/a) 

bezogen auf die Seefläche (g/a m 2 Seefläche) 

Gesamtaustrag aus dem Landeinzugsgebiet 

(kg/a ha Landfläche) (ohne Niederschlag auf 

die Seefläche) 

441 

0,92 

11955 

25 

0,67 17 

Anhand der ermittelten Phosphoreinträge läßt sich nach VOLLENWEIDER & KEREKES (1980) 

unter Einbeziehung der Seegestalt und des Wasseraustausches die zu erwartende Phosphor- 

Konzentration im See abschätzen: 

PE _ 

L * Tw 

PE : = erwartete Phosphorkonzentration im See (mg/1) 

L : 0,92 = jährliche Phosphor-Belastung pro Seefläche (g/a m 2 ) 

Tw : 0,34 = theoretische Wasseraufenthaltszeit (a) 

z 2,9 = mittlere Tiefe des Sees (m) 

0 , 92 * 0,34 = 

PE = 0,07 mg /I P 

2,9 (1 + 0,58)


Die nach VOLLENWEIDER zu erwartende Phosphor-Konzentration im See stimmt mit 

0,07 mg/I P genau mit dem tatsächlichen Frühjahrswert von 0,07 mg/I P überein. 

Bewertung 

Der Borgdorfer See hat aufgrund seines relativ großen Einzugsgebietes und seiner geringen 

Tiefe Voraussetzungen für einen nährstoffreichen, eutrophen Zustand. 

Die derzeitige Phosphor-Belastung des Sees von 0,92 g/a mz Seefläche ist immer noch relativ 

hoch, da das Einzugsgebiet groß ist. Im Bereich der Abwasserbeseitigung wurden in der Vergangenheit 

schon erhebliche Anstrengungen zur Entlastung des Sees unternommen. 

Nach der Phosphor-Konzentration im Frühjahr ist der Borgdorfer See als eutroph einzustufen 

Abb. 51. Da jedoch aufgrund der geringen Tiefe die vorhandenen Nährstoffe für die Planktonproduktion 

wiederholt zur Verfügung stehen und zudem interne Düngungsprozesse durch das 

nährstoffreiche Seesediment stattfinden, zeigt der See ingesamt typische Merkmale eines eubis 

hypertrophen Sees (siehe auch Abb. 4) mit hohen sommerlichen Nährstoffkonzentrationen 

und durchgängig geringen Sichttiefen. Dementsprechend fällt der Seegrund als Lebensraum 

für anspruchsvollere Tiere aus und die Unterwasservegetation ist wegen Lichtmangels kaum 

ausgebildet. 

Die vorgefundenen Verhältnisse sind nicht zuletzt als Nachwirkung der früher höheren Belastung 

des Sees zu bewerten. Eine entsprechende Regeneration des Sees wird allerdings einen 

langen Zeitraum in Anspruch nehmen. 

Empfehlungen 

Zur Unterstützung der Regeneration des Borgdorfer Sees sind weitere Entlastungsmaßnahmen 

sinnvoll, sofern sichergestellt ist, daß bei der Bewirtschaftung des Sees durch den Angelsportverein 

Stoffeinträge weitestgehend vermieden werden. 

Die seenahe Nutzung ist im wesentlichen durch Grünland geprägt, allerdings sollte die Beweidung 

der Seeufer eingestellt werden. Weitere Maßnahmen sollten die Zuflüsse betreffen, da 

sie wesentlich zur Belastung des Sees beitragen. Mit einem Flachweiher im Bereich der Mündung, 

der etwa 1,2 bis 4 Hektar groß sein müßte, könnte ein Stoffrückhalt von 50 bis 200 kg 

Phosphor pro Jahr und damit eine weitere spürbare Entlastung des Borgdorfer Sees und der 

nachfolgenden Seen Brahmsee und Wardersee erreicht werden. Die Fläche der Niederung 

unter 22 m ü.NN im Bereich der Mündung der Zuläufe beträgt 23 ha. Die Anstauhöhe für einen 

4 ha großen Flachweiher könnte also bei etwa 21,5 m ü.NN liegen. Zu prüfen wäre, ob 

eine darüber hinausgehende Vernässung der Niederung zur Umsetzung von Naturschutzzielen 

sinnvoll ist. 

Nach Durchführung von Entlastungsmaßnahmen im Bereich Landwirtschaft können die oben 

erwähnten internen Düngungsprozesse möglicherweise eine schnelle Erholung des Sees verhindern.


Großer Pönitzer See (Untersuchungsjahr 1994/95) 

Topographische Karte (1 : 25.000): 

Flußsystem: 

Kreis: 

Gemeinde: 

Eigentümer: 

Pächter: 

1930 

Gosebek/Ostsee 

Ostholstein 

Scharbeutz 

Land Schleswig-Holstein 

Berufsfischer 


Rechtswerte: 441338-441576 

Hochwerte: 598842-599060 



Niedrigster Wasserstand (1994/1995) (m ü.NN): 18,83 



Seevolumen 1m9 bei 19,0 m ü.NN: 5.900.000 

Maximale Tiefe (m): 19,2 



theoretische Wasseraufenthaltszeit (a): 

6,1 

(bei einem geschätzten Abfluß von 10 l/s km 2 ) 

Umgebungsarealfaktor (m 2 /m 2 ): 1,8 

Umgebungsvolumenfaktor (m2/m3): 0,3 


Hypolimnion/Epilimnion(m 3 /m 3 ) im August 1994: 0,15 


im Sommer stabil geschichtet 

Entstehung 

Der Große Pönitzer See liegt in einem eiszeitlichen Tunneltal in Moränen eingebettet, das sich 

nach Norden über den Kleinen Pönitzer See und den Taschensee fortsetzt. 


Der Große Pönitzer See (Abb. 13) liegt im Östlichen Hügelland, westlich von Scharbeutz, im 

Kreis Ostholstein. Der See wird im Westen von landwirtschaftlichen Flächen, im Norden, Süden 

und Osten von der Ortschaft Pönitz am See eingerahmt. Im Südosten und Nordosten 

liegen Waldgebiete. 

Das oberirdische Einzugsgebiet ist im Verhältnis zu Seefläche und Seevolumen relativ klein 

(Abb. 2). Er besitzt somit natürliche Voraussetzungen für einen relativ geringen Nährstoffeintrag. 

Die Ufer des Großen Pönitzer See werden überwiegend aus Niedermoortorfböden über 

Schmelzwassersand gebildet (Weichsel-Eiszeit). Im mittleren Bereich des Westufers findet 

sich Geschiebelehm/-mergel, dem sich im gesamten westlichen Einzugsgebiet ein Boden aus


Schluff mit Lagen aus Ton und Feinsand anschließt. Ufer- und Einzugsgebiet im mittleren Bereich 

des Ostufers bestehen aus Sand, der stellenweise kiesig ist. 

• 

t•Fs a .^,: 

• 

• Garkau i • 

•• • 

• 

1. 

• 

•••...•• 

Abb. 13: Das Einzugsgebiet des Großen Pönitzer Sees 

0,5 0,5 tkm 

Der See hat einen Zulauf im Südosten und einen Ablauf im Nordwesten, der in den Kleinen 

Pönitzer See mündet. Am Ablauf des Kleinen Pönitzer Sees, an der Gronenberger Mühle 

(außer Betrieb), wird Wasserstand und Abfluß beider Seen durch zeitweilige Stauungen 

beeinflußt. Stichprobenhafte Messungen am Ablauf des Großen Pönitzer Sees ergaben 

Abflußmengen zwischen 30 und 80 I/s (Tab. 7), überwiegend lag derAblauf jedoch im 

Rückstau. Der Seewasserstand schwankte im Jahresverlauf um 39 cm (Abb. 14). 

Tab. 7: Abflußmengen (I/s) am Ablauf des Großen Pönitzer Sees 

Datum 15.02.94 26.04.94 03.01.95 13.07.95 14.08.95 09.10.95 

Abfluß (I/s) Rückstau 82 34 Rückstau Rückstau Rückstau 

Die Seegestalt (Abb. 15) ist oval und wenig strukturiert. Während das Nordufer sehr flach 

verläuft, fallen die anderen Ufer gleichmäßig bis auf eine Tiefe von 19 m ab. Das Hypolimnion 

ist sehr klein im Verhältnis zum Epilimnion, dessen Wasservolumen um das Achtfache größer 

ist.


19,30 

19,20 

E 

a 

19,10 

19,00 

18,90 

18,80 

I 

n1 

1N tiJ 

N D J FMAMJJASON D JFMAMJ JA SOND 


Abb. 14: Seewasserstände (m ü.NN) im Großen Pönitzer See 

Ufer 

Süd- und Nordufer des Großen Pönitzer Sees sind überwiegend schwach reliefiert. Das mittlere 

Ostufer ist als Kliff ausgebildet. 

Die Ufervegetation des Sees wurde im Auftrag des Landesamtes von GARNIEL (1994) grob 

erfaßt. Die folgenden Ausführungen basieren auf ihrem Bericht. 

Naturnahe Erlenbruchwälder mit typischer Krautschicht sind nur noch kleinflächig am Nordostufer 

und Südostufer anzutreffen. 

Am gesamten Ostufer unterliegt das Röhricht intensiven Störungen durch Bade- und Surfbetrieb. 

Alle unmittelbar an den See angrenzenden Grundstücke haben einen Steg oder eine 

Schneise durch das Röhricht. Hier wird das Schilf durch tritt- und bruchunempfindlichere Arten 

wie dem Schmalblättrigen Rohrkolben Typha angustifolia, der Gemeinen Teichsimse 

Schoenoplectus lacustris, dem Ästigen Igelkolben Sparganium erectum und der Wasserschwertlilie 

Iris pseudacorus ersetzt. An der Landseite wird der Schilfgürtel durch einen 

Wanderweg abgegrenzt, der streckenweise auf einem Damm verläuft. Südlich der Badeanstalt 

reichen bebaute Grundstücke bis zum Ufer heran. Hier sind die Röhrichte mehr oder weniger 

intensiv gärtnerisch überprägt. Das Deponieren von Gartenabfällen am Rand des Röhrichtes 

hat bereits zur Ansiedlung des Riesen-Bärenklaus Heracleum mantegazzianum geführt. Diese 

hochwüchsige und giftige Gartenstaude neigt zur Massenvermehrung und wird somit heimische 

Arten verdrängen. Aus diesem Grund und wegen der Gefährdung für den Menschen 

sollte die Staude am Seeufer entfernt werden. Das Westufer des Großen Pönitzer Sees ist 

relativ ungestört und schwer zugänglich. Es besitzt einen 50 m breiten Röhricht-Saum und zu 

den angrenzenden Äckern vereinzelt Gebüsch.


Gr. Pönitzer 

See 

100 200 300 m 

Abb. 15: Tiefenplan des Großen Pönitzer Sees


Ein durchgehender Schwimmblatt-Gürtel ist im Großen Pönitzer See nicht ausgebildet. Entlang 

des Ostufers sind kaum Schwimmblattpflanzen anzutreffen, während am Westufer einzelne, 

meist maximal 2 m breite, Bestände der Seerose Nymphaea alba und der Teichrose Nuphar 

lutea entwickelt sind. 

Bei den Unterwasserpflanzen bilden das Kamm-Laichkraut Potamogeton pectinatus und der 

Spreizende Wasser-Hahnenfuß Ranunculus circinatus dichte Dominanzbestände. Als weitere 

Art der feinblättrigen Laichkraut-Arten ist das nach der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen 

Schleswig-Holstein (MIERWALD 1990) gefährdete Zwerg-Laichkraut Potamogeton 

pusillus i.e.S. vertreten. Am Südende des Sees ist ein Rasen aus ebenfalls als gefährdet eingestuften 

Nadel-Sumpfsimsen Eleocharis acicularis kleinflächig ausgebildet. Außergewöhnlich 

ist das vollständige Fehlen der breitblättrigen Laichkräuter, vor allem des Durchwachsenen 

Laichkrautes Potamogeton perfoliatus, das sonst in entsprechenden Gewässern Ostholsteins 

vorkommt. In dem charakteristischen Tiefenbereich dominieren hier Armleuchteralgen, die 

sich durchgehend bis in eine Tiefe von mindestens 3,5 m erstrecken, wobei besonders die 

dichten Bestände der nach VAHLE 1990 in Norddeutschland vom Aussterben bedrohten 

Stern-Armleuchteralge Nitellopsis obtusa hervorzuheben sind. Bei Untersuchungen des 

Landesamtes für Wasserhaushalt und Küsten im Jahr 1982 fanden sich noch Bestände des 

Durchwachsenen Laichkrautes, während Armleuchteralgen fehlten. Alle Makrophyten sind 

aufgrund biogener Entkalkung durch Photosynthese sehr stark mit Kalk inkrustiert. Tritt dieses 

Phänomem jährlich auf, können sich daraus Bestandseinbußen erklären. 

Insgesamt ist die Ufervegetation des Großen Pönitzer Sees als gut ausgeprägt und von landesweiter 

Bedeutung zu bewerten. Allerdings sind deutliche Störungen erkennbar. 

Freiwasser 

Im Rahmen eines Seen-Monitoring-Programmes des Landesamtes für Wasserhaushalt und Küsten 

Schleswig-Holstein wurden 1993 über 7 Monate von LIETZ & NARBST (1993) unter 

anderem die Temperatur und der Sauerstoffgehalt gemessen (Abb. 16). Es zeigte sich, daß 

der See bereits im Mai thermisch stabil geschichtet war. Die Sprungschicht lag zu diesem 

Zeitpunkt zwischen 7 und 10 m. Dort reduzierte sich die Temperatur von knapp 16°C auf 

10°C. Das Hypolimnion war ab 15 m sauerstofffrei und blieb bis Ende August ohne Sauerstoff 

(ab 13 m). Der Beginn der Vollzirkulation lag im September. 

Bei den Untersuchungen im August 1994 wurde bereits bei 9 m Wassertiefe Schwefelwasserstoff 

festgestellt (Abb. 17). Der Sauerstoffgehalt im Oberflächenwasser lag im Bereich der 

Sättigung, deutet also auf eine nur mäßige Algenproduktion hin. 

Zum Zeitpunkt der Probennahme im Frühjahr 1994 war der See noch nicht geschichtet. Phosphor 

und Stickstoff wurden in verhältnismäßig geringen Konzentrationen (ca. 0,035 mg/I P, 

0,7 mg/I N) in der gesamten Wassersäule festgestellt (Abb. 3). Der Vergleich der Werte mit 

Untersuchungen des Landesamtes für Wasserhaushalt und Küsten 1982 ergab keine nennenswerte 

Änderungen. Phosphat lag im Frühjahr unter der Bestimmungsgrenze (0,005 mg/I 

PO4-P), die Nitrat-Fraktionen im Sommer (0,05 mg/I NO3-N). Da der Große Pönitzer See ein 

relativ niedriges N:P-Verhältnis hat, ist anzunehmen, daß im Frühjahr Phosphor und im 

Sommer Stickstoff limitierender Faktor war. Die Stickstoffkonzentration stieg im Sommer 

über Grund deutlich an (2 mg/I N(, wie es für stabil geschichtete Seen typisch ist. Auch der 

Phosphor-Gehalt stieg im Tiefenwasser deutlich auf einen Wert von 0,35 mg/I P an. Verbunden 

mit einer Erhöhung der Ammonium-Konzentration von 0,01 mg/I N auf 1,44 mg/I N,


Sauerstoffschwund und Entwicklung von Schwefelwasserstoff ist hier eine Nährstofffreisetzung 

aus dem Sediment anzunehmen, d.h. herabsinkendes Plankton wird mineralisiert bis 

der Sauerstoffvorrat verbraucht ist. Danach wird Phosphat aus dem Sediment unter anaeroben 

Verhältnissen rückgelöst. Im Sommer wurde eine erhöhte Phosphorkonzentration im 

Oberflächenwasser (0,077 mg/I P) nachgewiesen. Es ist unklar, ob sich hier ein Einfluß des 

nährstoffreichen Tiefenwassers zeigt oder der Anstieg durch externe Einträge bedingt ist. 

Gelöstes Silicat lag zu beiden Probezeitpunkten in hoher Konzentration (4 mg/I Si) vor und 

erreichte im Sommer im Tiefenwasser einen Wert von 12 mg/I Si, der vermutlich auf abgestorbene 

und sedimentierte Kieselalgen zurückzuführen ist. 

0 

0 N . D 

L O° 

6i 9 

7 

_ 8 

E 9 

10- 

j^ 11- 

12 

13 

14 

15 

16 

17- 

18- 

19 

11 

Abb. 16: Sauerstoffkonzentration (mg/1 O 2) an der tiefsten Stelle des Großen Pönitzer Sees 

von Mai bis Dezember 1993 

Das Wasser war gut gepuffert (Säure-Base-Kapazität 2,6 mmol/I) und mit einem Calcium-Gehalt 

um 60 mg/I kalkreich. Die pH-Werte lagen im oberflächennahen Wasser im mäßig alkalischen 

Bereich (8,4 bis 8,0). Die Leitfähigkeit war mit 430 NS/cm für Schleswig-Holstein 

durchschnittlich. 

Die Sichttiefen (Abb. 18) lagen 1994 und 1995 meistens über 2 m, während der Klarwasserstadien 

im Mai sogar über 3 m. Sie bestätigen ebenso wie Chlorophyll a-Konzentrationen von 

9 bis 13 ,ug/I Chl a das verhältnismäßig geringe Produktionsniveau der Algen im Großen 

Pönitzer See. Es ist anzunehmen, daß der relativ niedrige Phosphorgehalt des Oberflächenwassers 

das Algenwachstum begrenzte (Abb. 3). 


folgenden Ausführungen sind ihrem Bericht entnommen.


Das Phytoplankton des Großen Pönitzer Sees weist nur eine geringe Artenvielfalt auf. Auffallend 

ist das Auftreten der kleinen koloniebildenden Blaualge Microcystis incerta bereits im 

April. Daneben kam, wie für diese Jahreszeit typisch, die Kieselalge Fragilaria crotonensis und 

kleine Formen von begeißelten Grünalgen vor. 

0 

2 

4 

6 

8 

E 

,% 10 

a^ 

F- 12 

14 

16 

18 

20 

Sauerstoff-Sättigung 1%) 

0 25 50 75 100 125 

0 5 10 15 20 



und Sauerstoff-Sättigung (0) im 


Bis zum Sommer nahm die Entwicklung der 

Blaualgen zu. Es dominierten koloniebildende 

Formen Microcystis aeruginosa, 

Microcystis incerta neben fadenförmigen 

Limnothrix redeckei, Anabaena spec. in relativ 

geringer Dichte. In nennenswerten 

Zelldichten traten außerdem begeißelte und 

kugelige Grünalgen Ch/amydomonas spp., 

Crucigeniella rectangularis auf. 

Das Zooplankton setzte sich im Frühjahr 

hauptsächlich aus Rädertieren Fi/inia 

longiseta, Keratella cochlearis, calanoiden 

Hüpferlingen Eudiaptomus graciles sowie 

Jugendstadien cyclopoider Hüpferlinge 

zusammen. Auch im Sommer ist die Dichte 

der Rädertiere relativ hoch. Die Blattfußkrebse 

sind mit sechs Arten vertreten, von 

denen Diaphanosoma brachyurum und 

Daphnia cucullata am häufigsten vorkamen. 

Bei den Hüpferlingen überwog der Anteil 

adulter Tiere. Hauptsächlich fanden sich im 

Zooplankton jedoch Mikrofiltrierer, die 

vorhandenes Phytoplankton nicht fressen 

können. 


0 

JFMAMJJ ASONDJFMAMJJASOND 

0,5— 

1 - 

-E 1,5 - 

42 2 - 

a^ 

r 

U 

2,5 — 

85 3- 

3,5 — 

4 — 

4,5 — 

Abb. 18: Sichttiefen (m) im Großen Pönitzer See 1994 und 1995


Nach Angaben des bewirtschaftenden Fischers erfolgt regelmäßig ein Besatz mit Aal und 

Hecht, 1996 wurde außerdem erstmalig die Große Maräne eingesetzt. 


Das Sediment war in allen untersuchten Tiefen (5, 10 und 19 m) durch weichen, braunen 

Schlamm mit schwachem Schwefelwasserstoffgeruch gekennzeichnet. 

Die tierische Besiedlung des Sedimentes im Großen Pönitzer See wurde im Auftrag des Landesamtes 

von OTTO (19941 untersucht. Die folgenden Ausführungen sind seinem Bericht 

entnommen. 

In 5 m Tiefe fand sich die größte Artenvielfalt, darunter auch einige Weichtierarten. In 10 m 

Tiefe dominierten Wenigborster (5772 Tiere/m 2) sowie die Zuckmückenlarven Chironomus 

plumosus (2220 Tiere/m 2) und Procladius sp. (466 Tiere/m 2). An der tiefsten Stelle des Sees 

(19 m) trat neben einer relativ geringen Anzahl (jeweils rund 200 Tiere/m 2) Wenigborstern und 

der Büschelmücke Chaoborus flavicans nur Chironomus plumosus in größerer Dichte auf 

(2000 Tiere/m 2 ). Die letztgenannten können auch längere Perioden mit Sauerstoffarmut oder 

auch Sauerstofffreiheit überleben. Der Große Pönitzer See ist damit nach THIENEMANN 

(1922) als eutropher Chironomus plumosus-See einzustufen. 


See und Einzugsgebiet (mit Ausnahme des westlichen Bereichs) liegen im Landschaftsschutzgebiet 

„Pönitz-Klingberger Kurgebiet" (Stand 1992). 

Der See wird fischereilich genutzt (Fischereibetrieb in Pönitz am See). 

Am Südostufer befindet sich die öffentliche Badestelle der Gemeinde Scharbeutz, nordöstlich 

der Campingplatz Margarethenhöhe mit Bootsanlegestelle. Daneben gibt es drei Bootsliegeplätze 

am Südufer sowie einen am Nordufer. Alle unmittelbar im Osten an den See angrenzenden 

Grundstücke haben einen Steg oder eine Schneise durch das Röhricht. 

Das Einzugsgebiet des Sees wird zu 30 % landwirtschaftlich genutzt. Der Waldanteil und die 

bebaute Fläche liegen bei jeweils 15 %. Die Seefläche macht 30% des Einzuggebietes aus. 

Die Zahl der Dungeinheiten (DE) lag bei durchschnittlich 0,5 DE/ha landwirtschaftlich genutzter 

Fläche. 

Abwasser gelangt seit Ende 1981 nicht mehr in den Großen Pönitzer See. Das Einzugsgebiet 

ist zentral an die Abwasserbeseitigung des Zweckverbandes Ostholstein angeschlossen. 




von Phosphor und Stickstoff in den Großen Pönitzer See grob abgeschätzt (Abb. 19 und 

Tab. 8).


Tab. 8: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Großen Pönitzer See aus verschiedenen 

Quellen 


Fläche 

(ha) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a P) 


(kg/a P) 

Exportkoeff. Stickstoffeintrag 

(kg/ha a N) (kg/a NI 

Acker 48 0,5 24 20 960 

Grünland 47 0,2 9 10 470 

Wald 46 0,05 2 7 322 

Siedlung 50 0,75 38 13 650 

Wasser 110 0 0 

sonstiges 5 0 0 

Summe 306 73 2402 

Niederschlag 108 0,4 43 11,7 1264 


Punktquellen 

Dungeinheiten 

Abwasser 

Stück 

bzw. EW 

46 

0 

kg/a P pro 

DE bzw. EW 

0,26 

0,4 


(kg/a P) 

12 

0 

kg/a N pro Stickstoffeintrag 

DE bzw. EW (kg/a NI 

0,8 37 

2,2 0 

Summe 12 37 


Summe (kg/a) 

bezogen auf die Seefläche (g/a mz Seefläche) 


(kg/a ha Landfläche) lohne Niederschlag auf die 

Seefläche) 

128 

0,12 

3702 

3 

0,43 12 

Phosphor 

Stickstoff 

Wald 2 % 

Siedlung 

29 % 

Landwirtschaft 

35 % 

Niederschlag 

34 % 

Abb. 19: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Großen Pönitzer See 

Die Einträge aus dem Einzugsgebiet und durch Niederschlag lagen insgesamt bei knapp 

130 kg/a Phosphor und 3,7 t/a Stickstoff. Dabei stammen jeweils rund 35 % beider 

Nährstoffe aus der landwirtschaftlichen Flächennutzung. Rund 30 % der Phosphor-Belastung 

kommt aus der besiedelten Fläche. Aufgrund des relativ kleinen Einzugsgebietes hat der 

Niederschlag auf die Seefläche mit ca. 35 % einen relativ großen Anteil am Nährstoffeintrag.





PE = 

L * Tw 

PE . 

L : 0,12 

Tw : 6,1 

z : 5,5 

= erwartete Phosphorkonzentration im See (mg/1) 

= jährliche Phosphor-Belastung pro Seefläche (g/a m9 

= theoretische Wasseraufenthaltszeit (a) 

= mittlere Tiefe des Sees (m) 

PE = 0,12 * 6,1 = 0,038 mg / I P 

5,5 (1 + 2,5) 


0,038 mg/I P gut mit dem tatsächlichen Wert von 0,036 mg/I P überein. 

Bewertung 

Der Große Pönitzer See hat aufgrund seines im Verhältnis zum Seevolumen relativ kleinen 

Einzugsgebietes gute Voraussetzungen für einen nährstoffarmen, mesotrophen Zustand. 

Er zeigte schwach eutrophe Merkmale im Untersuchungszeitraum. Die Nährstoffkonzentrationen 

und die planktische Produktion waren relativ gering, die Sichttiefen durchgängig hoch. Die 

abgeschätzte Phosphor-Belastung des Sees mit 0,12 g/a m 2 ist gering und somit in einem 

verträglichen Bereich. Allerdings herrschte im Sommer im verhältnismäßig kleinen Hypolimnion 

Sauerstoffmangel. Dadurch werden die Nährstoffe aus dem Sediment, resultierend aus 

früheren Abwasserbelastungen, freigesetzt und düngen den See intern. Nur aufgrund der 

stabilen Schichtung wirken sich diese Prozesse bisher nicht im Epilimnion aus. Hinzu kommt 

noch, daß theoretisch nur alle sechs Jahre eine Wassererneuerung stattfindet. 

Offen bleibt die Ursache für die erhöhten Phosphor-Konzentrationen im Oberflächenwasser im 

Sommer. Sie bedingen möglicherweise die Dominanz der für nährstoffreiche Seen typischen 

Blaualgen in allerdings geringer Dichte. Diese Algen können vom vorhandenen kleinen Zooplankton 

schlecht gefressen werden. Möglicherweise nimmt der Fischbestand einen Einfluß 

darauf, daß im Zooplankton nur kleine Arten vertreten waren. 

Von besonderer Bedeutung sind die ausgedehnten Schilfröhrichte des noch nicht für Freizeitaktivitäten 

erschlossenen Westufers. 

Die Wasser- und Ufervegetation des Großen Pönitzer Sees ist mäßig artenreich. Breitblättrige 

Laichkräuter fehlen vollständig, in dem charakteristischen Tiefenbereich dominieren ausgedehnte 

Bestände der Armleuchteralgen.


Empfehlungen 

Da der Große Pönitzer See aufgrund seiner großen Tiefe relativ gute Regenerationschancen 

hat, sind Entlastungsmaßnahmen besonders erfolgversprechend. 

Bezüglich der landwirtschaftlichen Flächennutzung könnten insbesondere Extensivierungsund 

/ oder Erosionsschutzmaßnahmen im Bereich des hängigen Ackers am Westufer zur Entlastung 

des Sees beitragen. Zumindest sollten die ausgedehnten Schilfröhrichte durch eine 

anzulegende Pufferzone von den unmittelbar angrenzenden Ackerflächen getrennt werden. 

Es sollte geprüft werden, ob das im Siedlungsbereich abfließende Regenwasser in Rückhaltebecken 

behandelt werden kann. Hierdurch könnte der Phosphoreintrag aus versiegelten 

Flächen etwa halbiert werden. Insgesamt würde sich der Phosphoreintrag in den Großen 

Pönitzer See um 15 %, das sind knapp 20 kg, jährlich verringern. 

Aufgrund der kritischen Sauerstoffverhältnisse im Tiefenwasser findet die eingesetzte Große 

Maräne hier im Sommer keinen Lebensraum. Ob sie sich im Großen Pönitzer See natürlich 

fortpflanzt, ist somit fraglich.


Grebiner See (Untersuchungsjahr 1994/95) 

Topographische Karte (1 : 25.000): 1728/1729 

Flußsystem: 

Schwentine/Ostsee 

Kreis: 

Plön 

Gemeinde: 

Grebin 

Eigentümer: 

privat 

Pächter: 

Berufsfischer 


Rechtswerte: 359714 - 440264 

Hochwerte: 600870 - 601006 






Seevolumen (m') bei 25,0 m ü.NN: 2.450.000 


Mittlere Tiefe (m ► : 8,3 



7,6 



Umgebungsvolumenfaktor (m 2/m'): 0,3 


Hypolimnion/Epilimnion (m'/m') im August 1994: 0,4 



Entstehung 

Die Seebeckenform läßt darauf schließen, daß der Grebiner See als eiszeitliches 

Gletscherzungenbecken entstanden ist. 


Der Grebiner See (Abb. 20) liegt im Östlichen Hügelland, nördlich von Malente im Kreis Plön. 

Der See ist - mit Ausnahme von zwei kleinen Siedlungsbereichen am West- und Südufer - 

vollständig von landwirtschaftlichen Flächen umgeben. 

Das oberirdische Einzugsgebiet ist im Verhältnis zu Seefläche und Seevolumen sehr klein 

(Abb. 2), die theoretische Wasseraufenthaltszeit mit über sieben Jahren entsprechend groß. 

Der See hat im Norden einen kleinen Zulauf, der jedoch nur bei hohen Niederschlägen Wasser 

führt. In Höhe der Badestelle am Ostufer mündet ein Drainagerohr in den See, das die landwirtschaftlichen 

Flächen entwässert. Der Ablauf (Schmarkau) befindet sich am Südufer.


Stichprobenhafte Messungen (Tab. 9) ergaben hier Abflußmengen zwischen 10 und 301/s im 

Frühjahr neben völliger Trockenheit im Sommer. Der Seewasserstand schwankte im Jahresverlauf 

um 45 cm (Abb. 211. 

0,5 1 km 

Abb. 20: Das Einzugsgebiet des Grebiner Sees 

Das Seebecken (Abb. 22) ist oval. Die tiefste Stelle (25,3 m) befindet sich in der nördlichen 

Seehälfte. Mit Ausnahme des Südufers fallen die anderen Ufer gleichmäßig bis zu dieser Tiefe 

ab. Das Wasservolumen des Epilimnions war während der Schichtungsphase gut doppelt so 

groß wie das Hypolimnion. 

Tab. 9: Abflußmengen (I/s) am Ablauf des Grebiner Sees 

Datum 15.02.1994 26.04.1994 3.01.1995 14.08.1995 

Abfluß (I/s) 30 31 12 trocken


25,40 

25,30 

E 

25,20 

25,10 

to 

25,00 

24,90 

24,80 - 

J F M D M J 

1994 

N D J F M J N 

1995 

Abb. 21: Seewasserstände (m ü.NN) im Grebiner See 

Ufer 

Die Ufervegetation des Sees wurde im Auftrag des Landesamtes von GARNIEL (1994) grob 

erfaßt. Die folgenden Ausführungen basieren auf ihrem Bericht. 

Naturnahe Bruchwälder sind am Grebiner See nicht vorhanden. Das Seeufer wird von einer 

fast durchgehenden Baumreihe aus Schwarzerlen Alnus glutinosa und Eschen Fraxinus 

excelsior gesäumt. 

Der Röhricht-Gürtel ist über weite Strecken aufgrund der Beschattung schwach oder nicht 

entwickelt. An den beschatteten Abschnitten kommen schmale Rieder aus der Sumpf-Segge 

Carex acutiformis und des nach MIERWALD (1990) gefährdeten Strauß-Gilbweiderich 

Lysimachia thyrsif/ora vor. Am Westufer finden sich jedoch kleinflächig inselförmige Bestände 

des Kalmus Acorus calamus und des Wasserschwadens Glyceria maxima. Beide Arten sind 

obligat an eutrophes Milieu gebunden und störungsunempfindlich. Lediglich am nordöstlichen 

Uferabschnitt erreicht das Röhricht mit ca. 15 m seine maximale Breite. Es wird hier 

überwiegend von Schilf Phragmites australis aufgebaut. Am südöstlichen Ufer hat das Weidevieh 

(zur Zeit Pferde) aus dem angrenzenden Grünland freien Zugang zum See. Hier finden 

sich Bestände aus trittresistenten Arten. Andere Störungsquellen sind südlich der Badebetrieb 

sowie private Stege der Seeanwohner. Robustere Arten wie Kalmus-Rohr Acorus calamus, 

der Breitblättrige Rohrkolben Typha latifolia und der Ästige Igelkolben Sparganium erectum 

lösen hier das Schilf ab, das anfällig gegenüber mechanischen Störungen ist. Abgestorbene 

Rhizomgeflechte deuten darauf hin, daß die Ausdehnung des Schilfgürtels in den letzten Jahren 

stark abgenommen hat. Gesunde Triebe dringen nur noch bis ca. 30 cm Wassertiefe vor. 

Ein Schwimmblatt-Gürtel wird am Westufer überwiegend von der Teichrose Nuphar lutea aufgebaut 

und fehlt am Ostufer.

Grebiner See 

43 

Grebiner See 

100 200 300 m 

Abb. 22: Tiefenplan des Grebiner Sees


Bei den Unterwasserpflanzen hat sich am westlichen Ufer ein dichter Rasen der gefährdeten 

Nadel-Sumpfsimse Eleocharis acicularis und der Zerbrechlichen Armleuchteralge Chara 

globularis ausgebildet. Eingestreut kommen ferner das Kamm-Laichkraut Potamogeton 

pectinatus, der Teichfaden Zannichellia palustris und das nach MIERWALD (1990) gefährdete 

Zwerg-Laichkraut Potamogeton pusillus vor. Seewärts bis zu einer Tiefe von ca. 2,5 m 

schließen sich dichte Bestände des Durchwachsenen Laichkrauts Potamogeton perfoliatus an. 

Ebenfalls vertreten ist hier das gefährdete Spiegelnde Laichkraut Potamogeton lucens. Bei den 

Makrophytenbeständen des Nordufers ist besonders das Vorkommen der Rauhen Armleuchteralge 

Chara aspera und der Stern-Armleuchteralge Nitellopsis obtusa hervorzuheben. Beide 

gelten als vom Aussterben bedrohte Arten (VAHLE 1990). In wenigen Exemplaren kam das 

stark gefährdete Stachelspitzige Laichkraut Potamogeton friesii vor. Das Ostufer zeichnet sich 

durch Dominanz von Armleuchteralgen und Fehlen der breitblättrigen Laichkräuter aus. Alle 

Unterwasserpflanzen sind zudem dicht mit Aufwuchsalgen überzogen, die ihre Vitalität herabsetzen. 

Insgesamt kann die Ufervegetation des Grebiner Sees im regionalen Vergleich als artenreich 

mit mehreren sehr seltenen Pflanzenarten eingestuft werden. Das gesamte Gefüge der Pflanzengesellschaften 

ist jedoch gestört, die vergleichsweise gute Entwicklung der untergetauchten 

Vegetation ist zum Teil auf eine Schwächung des Röhrichts zurückzuführen. 

Freiwasser 

Im Rahmen eines Seen-Monitoring-Programmes des Landesamtes für Wasserhaushalt und 

Küsten Schleswig-Holstein wurden 1993 über sieben Monate von LIETZ & NARBST (1993) 

unter anderem die Temperatur und der Sauerstoffgehalt im Grebiner See gemessen. Es zeigte 

sich, daß der See bereits im Mai thermisch stabil geschichtet war (Abb. 23). Das Metalimnion 

lag zu diesem Zeitpunkt zwischen 4 und 8 m Wassertiefe. Die Stagnationsperiode dauerte bis 

Ende Oktober an, das Metalimnion lag dann zwischen 11 und 14 m Tiefe. Im November begann 

die Vollzirkulation. Im Juni war das Hypolimnion schon ab 9 m Tiefe sauerstofffrei und 

blieb es bis Ende August. Im Epilimnion traten nur relativ geringe Übersättigungen von maximal 

110 % auf. Dem entsprechende Ergebnisse zeigten sich auch bei den 1994 durchgeführten 

Untersuchungen des Landesamtes (Abb. 24). Zum Zeitpunkt der Probenahme im 

Frühjahr 1994 war der See noch nicht geschichtet. Die Hauptnährstoffe Phosphor und Stickstoff 

wurden in mäßigen Konzentrationen festgestellt (ca. 0,06 mg/I P,2 mg/I N, Abb. 3). Im 

Sommer wurde im oberflächennahen Wasser eine für stabil geschichtete Seen typische Nährstoffverknappung 

(0,02 mg/I P, 0,7 mg/I N) und über dem Grund eine Anreicherung 

(0,34 mg/I P, 2,8 mg/I N) beobachtet. Nahe der Wasseroberfläche waren die anorganischen 

Nährstoffanteile im Sommer nur in Spuren vorhanden. Über dem Grund stiegen die Konzentrationen 

von Phosphat und Ammonium stark an auf 0,26 mg/I PO4-P bzw. 2,44 mg/I NH4-N. 

Obwohl anaerobe Verhältnisse vorlagen, ergab eine Verrechnung der jeweiligen Wasservolumina 

mit den dazugehörigen Phosphorkonzentrationen keine erkennbare Nährstoff-Rücklösung 

aus dem Sediment. Die erhöhte Phosporkonzentration ist vermutlich auf sedimentiertes 

Plankton zurückzuführen. Gelöstes Silikat lag im Frühjahr unter der Bestimmungsgrenze 

(0,2 mg/I Silicat-Si) und ist vermutlich in den Algen gebunden, während im Sommer im 

Tiefenwasser ein Wert von 2 mg/I Si erreicht wurde, der ebenfalls auf abgestorbene und 

sedimentierte Kieselalgen zurückzuführen sein dürfte. 

Das Wasser war gut gepuffert und mit einer Säure-Base-Kapazität von 2,2 mmol/I durchschnittlich 

für Schleswig-Holstein. Dementsprechend waren die pH-Werte (8,8) im oberflächennahen 

Wasser, was ebenso wie die Sauerstoffsättigung auf eine mäßige Produktion


des Phytoplanktons hinweist. Im Sommer lag der pH-Wert des Tiefenwassers aufgrund von 

Zehrungsprozessen bei 7,4. Diese Werte entsprechen in etwa den von OHLE (1973) im August 

1971 festgestellten Verhältnissen. 

OHLE hat Anfang der siebziger Jahre versucht, den Grebiner See als typischen eutrophen See 

mit einer Bentonit- und Aluminiumsulfat-Behandlung des Sedimentes sowie einer einjährigen 

Belüftung des Tiefenwassers zu restaurieren. Die Sedimentbehandlung führte zu einer 

verminderten Stoffrücklösung und damit zu einer Reduzierung der internen Düngung. Allerdings 

wurde das Tiefenwasser nach Einstellung der Belüftung im Sommer wieder sauerstofffrei, 

und nach einem anfänglich beobachteten Rückgang der Produktivität des Sees stellte 

sich wieder der ursprüngliche Zustand ein (OHLE 1974). Der Mißerfolg der Restaurierungsmaßnahmen 

ist maßgeblich darauf zurückzuführen, daß die Stoffeinträge aus dem Einzugsgebiet 

nicht vorher reduziert wurden und daher eine Erholung des Sees verhinderten. 

M J A 

0 , N 

2 — 

11 

E 

20 

22 — 

Abb 23: Sauerstoffkonzentration (mg/I 02) an der tiefsten Stelle des Grebiner Sees von Mai 

bis Dezember 1993 

Die Calcium-Konzentration lag bei 47 mg/I Ca, die Leitfähigkeit bei 360 NS/cm. Beide Werte 

lagen unter dem schleswig-holsteinischen Durchschnitt. 

Die Sichttiefe (Abb. 25) lag 1994 überwiegend bei 2 m, in den Monaten Juni bis August sogar 

bei 3 m. Während eines Algenmaximums im April sank die Sichttiefe auf Werte um 1 m. 

Die Chlorophyll-a Konzentration lag im Frühjahr entsprechend der noch gut verfügbaren Nährstoffe 

bei 33 Ng/I Chl a, während sie im Sommer bei verringerter Nährstoff-Konzentration mit 

7 Ng/I Chl a sehr niedrig war.


Sauerstoff-Sättigung (%) 

O 25 50 75 100 125 

Das Plankton im See wurde im Auftrag des 

Landesamtes von GUNKEL (1994) untersucht. 

Die folgenden Ausführungen sind 

ihrem Bericht entnommen. 

10 

5 

20 

25 

O 5 10 15 20 

Temperatur (CC) 




Das Frühjahrsphytoplankton des Grebiner 

Sees setzte sich zusammen aus Kieselalgen 

mit den Hauptvertretern Asterionella 

formosa und Stephanodiscus hantzschii, 

begeißelten Algen (Chlamydomonaden, 

Cryptomonaden) und einigen kugeligen 

Grünalgen. Im Sommer kamen kolonienbildende 

Blaualgen Microcystis spp. in mittlerer 

Dichte hinzu. Bei den Grünalgen entwickelte 

die Geißelkugel-Grünalge Eudorina 

elegans etwas höhere Zelldichten. Am häufigsten 

waren kugelige Grünalgen vor allem 

mit Dictyospaerium tetrachotomum sowie 

Crucigeniella rectangularis und 

Sphaerocystis schroeteri vertreten. Im 

Sommer war eine verstärkte Detritusbildung 

zu erkennen. 

Im Zooplankton überwog im April der Anteil 

der Rädertiere am Gesamtplankton. 

E 

IG 


J FMAMJJ ASONDJFMAMJ JA SOND 

O 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

0,5 — 

1 

1,5 

t 2 — 

V 

2,5 — 

3-- 

3,5 — 

Abb. 25: Sichttiefen (m) im Grebiner See 1994 und 1995 (erhoben im Rahmen des 

Seenbeobachtungsprogrammes Kreis Plön)


Keratella cochlearis und Polyarthra dolichoptera waren die häufigsten Arten. Bei den Blattfußkrebsen 

tratt nur die kleine Form Daphnia cucul/ata auf, bei den Ruderfußkrebsen dominierten 

die Jugendstadien. Im Sommerplankton waren die Rädertiere nicht mehr so stark vertreten. 

Bei den Blattfußkrebsen dominierte nun die große Art Daphnia longispina, während sich bei 

den Ruderfußkrebsen ein höherer Anteil von Eudiaptomus gracilis zeigte. Ansonsten bildeten 

die Larvenstadien der räuberischen Ruderfußkrebse die Hauptgruppe. 


Das Sediment im Grebiner See wird durch grau-braunen Schlamm weicher Konsistenz mit 

schwachem Schwefelwasserstoffgeruch gebildet. 

Die tierische Besiedlung des Sedimentes wurde im Auftrag des Landesamtes von OTTO 

(1994) untersucht. Die folgenden Ausführungen basieren auf seinem Bericht. 

In der Uferfauna (5 m) des Grebiner Sees fand sich als eine von sechs Weichtierarten die 

nach der Roten Liste der in Schleswig-Holstein gefährdeten Land- und Süßwassermollusken 

(WIESE 1990) als stark gefährdet eingestufte Gemeine Kahnschnecke Theodoxus fluviati/is, 

die im Brandungsbereich von Seen vorkommt. 

Die Sedimentfauna wies in der Tiefe von 11 m lediglich die Besiedlung durch Wenigborster 

und der Büschelmücke Chaoborus flavicans in geringen Dichten auf. In 25 m Tiefe kam die 

Zuckmückenlarve Cladopelma cf. virescens hinzu, wobei Chaoborus flavicans mit 4400 Tieren/m 

2 dominierte. Auffällig ist, daß Chironomus plumosus und die Gattung Tanytarsus nicht 

nachgewiesen werden konnten. Chaoborus flavicans zeigt nach THIENEMANN (1922) sehr 

ungünstige Sauerstoffverhältnisse über dem Grund an (polytroph). LUNDBECK (1926) klassifizierte 

Anfang dieses Jahrhunderts den Grebiner See als eutrophen Chironomus plumosus- 

See. Nach den Ergebnissen von OTTO handelt es sich bei dem Grebiner See um einen 

„chironomuslosen" Chaoborus-See, der sich im Übergang zum polytrophen See befindet. 


Der See und das Einzugsgebiet liegen im Landschaftsschutzgebiet „Seenplatte nordöstlich von 

Plön" (Stand 1992). 

Der See wird durch einen Berufsfischer bewirtschaftet. 

Kleine Badestellen fanden sich am Nord- und Südufer. Am Ostufer ist die öffentliche 

Badestelle mit Liegewiese. Weiter nördlich reichen Pferdeweiden direkt bis an den See, zu 

dem die Tiere freien Zugang haben. Am Westufer befindet sich ein Bootsliegeplatz. 

Das Einzugsgebiet wird zu gut 65 % landwirtschaftlich, hauptsächlich als Acker, genutzt. 

Hängiges Ackerland reicht auch an etwa 75 % der Uferlinie direkt bis an das Ufergehölz. Der 

Waldanteil ist mit 3 % niedrig, besiedelt sind 2 % der Fläche. Die Zahl der Dungeinheiten (DE) 

lag bei durchschnittlich 0,66 DE/ha landwirtschaftlich genutzter Fläche. 

Zur Zeit der Untersuchungen erfolgte die Behandlung des Abwassers von 4 Einwohnerwerten 

in Dreikammergruben. Für 1997 ist eine Nachrüstung mit einem Nachklärteich geplant.





von Phosphor und Stickstoff in den See grob abgeschätzt (Abb. 26 und Tab. 10). OHLE 

(1982) hat aufgrund von Messungen an seenahen Äckern einen Austrag von 3 kg P/ha a ermittelt. 

Die nachfolgend für Acker veranschlagten Phosphor-Exporte sind demnach niedrig 

angesetzt. 

Tab. 10: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Grebiner See aus verschiedenen 

Quellen 


Fläche 

(ha) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a P) 


(kg/a P) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a N) 


(kg/a N) 

Acker 59 0,5 30 20 1180 

Grünland 7 0,2 1 10 72 

Wald 3 0,05 0 7 18 

Siedlung 2 0,75 2 13 31 

Wasser 29 0 0 


Summe 102 33 1301 

Niederschlag 29 0,4 12 11,7 339 


Punktquellen 

Dungeinheiten 

Abwasser 

Stück 

bzw. EW 

44 

4 

kg/a P pro 

DE bzw. EW 

0,26 

0,7 


(kg/a P) 

11 

3 

kg/a N pro 

DE bzw. EW 

0,8 

3,7 


(kg/a NI 

Summe 14 50 

35 

15 


Summe (kg/a) 





59 

0,20 

1691 

0,65 19 

6 

Die Einträge aus dem Einzugsgebiet und durch Niederschlag lagen insgesamt bei etwa 60 kg/a 

Phosphor und bei 1,7 t/a Stickstoff. Als Hauptquelle (über 70 %) für beide Stoffe ist die 

landwirtschaftliche Flächennutzung anzusehen. Durch den Niederschlag gelangen jeweils 

20 % Phosphor und Stickstoff in den See. Der Anteil des Abwassers an der Phosphor-Belastung 

betrug nur 5 % und wird sich durch die geplante Nachrüstung mit einem Nachklärteich 

weiter auf 2 % reduzieren.


Phosphor 

Stickstoff 

Siedlung 3% 

Siedlung 2 

Wald 1 

Niederschlag 

20 

Abwasser 

1% 

Landwirtschaft 

76% 

Abb. 26: Quellen für Phosphor - und Stickstoffeinträge in den Grebiner See 




PE = 

L * Tw 

z (1 + Tw 

PE : 



Tw : 7,6 = theoretische Wasseraufenthaltszeit (a) 

z : 8,3 = mittlere Tiefe des Sees (m) 

PE = 

0 , 2 * 7 , 6 

= 0,05 mg/lP 

8,3 I1+2,76) — 


0,05 mg/I P gut mit dem tatsächlichen Wertes von 0,058 mg/I P überein. 

Bewertung 

Der Grebiner See hat aufgrund seines kleinen Einzugsgebietes gute Voraussetzungen für einen 

nährstoffarmen, mesotrophen Zustand. Allerdings hat die intensive landwirtschaftliche Nutzung 

seiner Umgebung zu einer erhöhten Belastung des Sees geführt. 

Tatsächlich zeigt der See hinsichtlich seiner Phosphor-Konzentrationen und der Sichttiefen 

typische Merkmale eines schwach eutrophen bis eutrophen Sees (siehe auch Abb. 4): Der


Stoffhaushalt des Sees ist durch ein Ungleichgewicht von Produktion und Abbau geprägt, das 

schon relativ früh im Verlauf der sommerlichen Schichtungsphase zu Sauerstoffarmut im Tiefenwasser 

und, dadurch bedingt, zu Nährstofffreisetzungen aus dem Sediment führt. Aufgrund 

der stabilen Schichtungsverhältnisse wirken sich diese internen Düngungsprozesse allerdings 

nicht in den oberflächennahen Schichten aus. Der Seegrund hingegen fällt als Lebensraum 

für anspruchsvollere Tiere aus. 

Die Ufervegetation ist zwar artenreich und weist gefährdeten Arten auf, zeigt jedoch ein gestörtes 

Gefüge der Pflanzengesellschaften. Das Röhricht scheint im Vergleich zu früheren Jahren 

geschwächt zu sein. 

Empfehlungen 

Der Grebiner See hat aufgrund seiner Tiefe und der damit verbundenen stabilen sommerlichen 

Schichtung des Wasserkörpers gute Regenerationschancen. Entlastungsmaßnahmen sind daher 

besonders erfolgversprechend. Insgesamt sollte versucht werden, die Stoffbelastung des 

Grebiner Sees um mindestens ein Drittel zu reduzieren. 

Da wesentliche Belastungen des Sees aus der Landwirtschaft stammen, sind in erster Linie 

Maßnahmen in diesem Bereich zu ergreifen. Vordringlich sollte auf den seenahen, hängigen 

Flächen, die zur Zeit als Acker genutzt werden, die Erosion verhindert werden z. B. durch 

Grünlandnutzung, Anlage eines breiten Pufferstreifens zwischen Gewässer und landwirtschaftlichen 

Flächen, Aufforstung oder zumindest eine hangparallele Bearbeitung der Äcker.

Stocksee 51 

Stocksee (Untersuchungsjahr 1994/95) 

Topographische Karte (1 : 25.000): 

Flußsystem: 

Kreis: 

Gemeinde: 

Eigentümer: 

Pächter: 

1827/1828, 1927/1928 

Schwentine / Ostsee 

Segeberg, Plön 

Stocksee, Nehmten, Bad Segeberg, Plön 

privat 

Angelsportverein 


Rechtswerte: 358526 - 359058 

Hochwerte: 599320-599840 






Seevolumen (m 3) bei 27,7 m ü.NN: 26.000.000 



Uferlänge, ohne Inseln (km): 10,8 


5,6 

(bei einem geschätzten Abfluß von 10 I/s km 2 ) 




Hypolimnion/Epilimnion (m 3 /m 3 ): 0,5 



Entstehung 

Nach GRIPP (1964) ist der Stocksee eiszeitlich als schmaler Zungenbeckensee entstanden. 


Der Stocksee (Abb. 27) liegt östlich des Ortes Stocksee und südwestlich des Großen Plöner 

Sees. Sein Einzugsgebiet ist im Verhältnis zum Seevolumen klein (Abb. 2). 

Im gesamten Einzugsgebiet dominiert gestauchter Sand, der stellenweise kiesig ist. Der südöstliche 

Seeuferbereich wird durch schluffigen Ton, der nördliche aus gestauchtem Sand 

gebildet. Ansonsten bestehen die Ufer des Stocksees aus Schmelzwassersand der Weichsel- 

Kaltzeit.

• 


•••••. • S • • • • 

• • 

• • 

• e 

• 

• • 

/ 

::^ • 

j 

::.; 

Stocksee 

• 

• .. ... . ,I, j _ ' ... • • • 

• 

• Stocksee 

„, • ••• 

• ••••• • 

• • •• •• 

• • 

•;•• • 

•• 

1 

0,5 0 0,5 1 1,5 km 

Abb. 27: Das Einzugsgebiet des Stocksees 

Der See besitzt vier kleine Zuläufe. Der Ablauf im Osten mündet in die Tensfelder Au, die in 

den Großen Plöner See fließt. Der Ablauf besteht aus zwei Betonrohren mit einem Durchmesser 

von etwa 80 cm, die Rohrsohle liegt bei 27,53 m ü. NN. In etwa 600 m Entfernung vom 

See befindet sich eine Staumöglichkeit auf maximal 28,14 m ü. NN. Im Winter und Frühjahr 

wurden stichprobenhaft relativ große Ablußmengen (150 bis 230 I/s entsprechend 12 bis 

18 I/s km') gemessen, wohingegen im Sommer kaum ein Abfluß festgestellt wurde (Tab. 11). 

Der Seewasserstand, der durch die Stauvorrichtung am Ablauf künstlich reguliert wird, 

schwankte im Jahresverlauf wenig um 30 cm (Abb. 28). Dies deutet auf eine Speisung durch 

Grundwasser hin. Die theoretische Aufenthaltszeit des Wassers im Stocksee ist entsprechend 

dem kleinen Einzugsgebiet mit 5 bis 6 Jahren recht hoch. 

Tab. 11: Abflußmengen (I/s) am Ablauf des Stocksees 

Datum 15.02.94 26.04.94 03.01.95 22.08.95 

Abfluß (I/s) 148 188 230 16 

Das Seebecken hat eine langgestreckte ovale, von Südwest nach Nordost ausgerichtete Form 

(Abb. 29). Durch eine Halbinsel im Osten wird der See in zwei Becken gegliedert. Des weiteren 

gibt es eine Halbinsel am südlichen Westufer und drei Inseln. Unter Wasser fällt das Ufer 

besonders im Westen steil ab, und das Relief ist bewegt mit wechselnden Wassertiefen. Die 

tiefste Stelle liegt mit etwa 30 m im südlichen Teil des Sees nahe dem Ort Stocksee. Der

Stocksee 53 

nördliche Teil des Sees ist maximal 25 m tief. Das Volumen des Hypolimnions während der 

Schichtungsphasen ist etwa halb so groß wie das des Epilimnions. 

28,20 

28,10 

28,00 

27,90 

27,80 

27,70 

NOJFMAMJJASON 5 J FMAMJJASOND 


Abb. 28: Seewasserstände (m ü.NN) im Stocksee 

Ufer 

Die Ufervegetation des Stocksees wurde im Auftrag des Landesamtes von GARNIEL (1994) 

grob erfaßt. Die folgenden Ausführungen sind ihrem Bericht entnommen. 

Die Ufer- und Unterwasservegetation des Stocksees ist über lange Abschnitte sehr homogen 

ausgebildet. Anthropogene Störungen erreichen im Bereich des Ortes Stocksee und im südlichen 

Teil des Sees eine hohe Intensität, so daß hier größere Uferbereiche als naturfern bewertet 

werden müssen. Die anderen Uferabschnitte sind weitgehend ungestört. 

Fast das gesamte nördliche Becken und Teile des südlichen Beckens sind von einem mehr 

oder weniger breiten Streifen von Ufergehölzen in standorttypischer Artenzusammensetzung 

(Erlen, Eschen) gesäumt. Naturnahe Bruchwälder sind auf überwiegend uferferne Bereiche des 

Naturschutzgebietes "Mittlerer Stocksee und Umgebung" am Ostufer sowie auf die Halbinsel 

am Ostufer beschränkt. Am West- und am Südostufer fehlen sie, in erster Linie wegen des 

steilen Reliefs. 

Röhrichte sind aufgrund der steilen Ufer sowie zum Teil wegen der Beschattung auf einen 

schmalen, in weiten Bereichen lückigen Saum beschränkt. An längeren Uferabschnitten gehen 

die Schilf bestände deutlich zurück. GARNIEL vermutet aufgrund von Aussagen ortskundiger 

Personen als Ursache einen starken Fraßdruck durch Gänse und befürchtet einen weiteren 

Rückgang des Schilfes am Stocksee. An der Wasserlinie wird das zurückgehende Schilf durch 

dichte Bestände des Schmalblättrigen Rohrkolbens Typha angustifo/ia ersetzt.


lid 

0 100 200 300 400 500 m 

Abb. 29: Tiefenplan des Stocksees

Stocksee 55 

Die Schwimmblattzone ist im Stocksee schwach entwickelt, was in erster Linie auf das Fehlen 

geeigneter Wuchsorte zurückzuführen ist. Im Bereich der Halbinsel, die vor Wind und 

Wellenschlag geschützte Standorte bietet, sind lockere Decken der Teichrose Nuphar lutea 

anzutreffen. 

Die Unterwasservegetation ist entlang der gesamten Uferlinie des Stocksees ausgebildet und 

wird vornehmlich von wenigen weit verbreiteten Arten wie dem Durchwachsenen Laichkraut 

Potamogeton perfoliatus, dem Kamm-Laichkraut Potamogeton pectinatus und dem Spreizenden 

Wasser-Hahnenfuß Ranunculus circinacus dominiert. Schwerpunktmäßig am Nordufer 

kommen verschiedene nach der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig-Holstein 

(MIERWALD 1990) gefährdete Arten wie das Ähren-Tausendblatt Myriophyllum spicatum, 

das Zwerg-Laichkraut Potamogeton pusillus i.e.S. und das Berchtolds Laichkraut Potamogeton 

lucens sowie das stark gefährdete Stachelspitzige Laichkraut Potamogeton friesii vor. Das 

ebenfalls stark gefährdete Spiegelnde Laichkraut Potamogeton lucens ist am Südende des 

Sees mit einem größeren Bestand anzutreffen. Als floristische Besonderheiten sind die 

Vorkommen des stark gefährdeten Stumpfblättrigen Laichkrautes Potamogeton obtusifolius, 

des vom Aussterben bedrohten Faden-Laichkrautes Potamogeton filiformis und des als 

ausgestorben geltenden Schmalblättrigen Laichkrautes Potamogeton x angustifolius 

hervorzuheben, von denen jedoch nur wenige Exemplare gefunden wurden. Als einzige 

Armleuchteralge wurde Chara globularis nachgewiesen. 

Zusammenfassend läßt sich die Unterwasservegetation am Stocksee als von landesweiter 

Bedeutung bewerten. Zwar dominieren weit verbreitete Arten, es kommen jedoch auch einige 

stark bedrohte Arten vor. Letztere bilden individuenschwache Populationen aus, die bei einer 

Verbesserung der Wasserqualität als Grundstock für eine Wiederbesiedlung dienen könnten. 

Freiwasser 

Der Stocksee war durch seine relativ große Tiefe zumindest in weiten Teilen beider Becken im 

Sommer thermisch stabil geschichtet (Abb. 31). 

Der Stoffhaushalt beider Becken wurde jeweils an der tiefsten Stelle untersucht. Die Ergebnisse 

sind für beide Becken sehr ähnlich. Im Frühjahr 1994 wurden die Hauptnährstoffe Phosphor 

und Stickstoff in mäßigen Konzentrationen gemessen (0,05 bis 0,07 mg/I P, 0,9 mg/I N, 

Abb. 3). Im Sommer wurde im oberflächennahen Wasser für beide Stoffe eine für stabil geschichtete 

Seen typische Verknappung (auf 0,02 mg/I P und 0,5 mg/I N) festgestellt. Direkt 

über dem Grund wurde für beide Stoffe eine Anreicherung beobachtet. Die ermittelten Werte 

waren im nördlichen Becken mit 0,5 mg/I P und 2,4 mg/1N etwa doppelt so hoch wie in dem 

etwas tieferen südlichen Becken. Nahe der Wasseroberfläche waren nun die anorganischen 

Phosphor- und Stickstoffanteile im Gegensatz zum Frühjahr nur noch in Spuren vorhanden. 

Über dem Grund stiegen die Konzentrationen von Phosphat und Ammonium im Sommer stark 

an. Da die Meßstellen über Grund in relativ kleinen Kegeln an der jeweils tiefsten Stelle der 

Seebecken lagen, ist davon auszugehen, daß sich hier die sedimentierenden Partikel 

anreicherten. Interne Düngungsprozesse scheinen im Stocksee nicht von Bedeutung zu sein. 

Silicat war zu beiden Probeterminen nachweisbar und lag an der Oberfläche bei 0,6 bis 

0,9 mg/I Si. 

Sowohl die Pufferung des Wassers (Säure-Base-Kapazität um 2 mmol/I) als auch die Calcium- 

Konzentrationen um 50 mg/I Ca lagen, dem sandigen Einzugsgebiet entsprechend, leicht unter 

dem schleswig-holsteinischen Durchschnitt (Abb. 4). Das Wasser war im oberflächennahen


Bereich mäßig basisch (pH-Werte um 8,3). Auch die Leitfähigkeit war mit Werten um 

380 ,uS/cm relativ niedrig. Die genannten Werte sind leicht erhöht gegenüber Erhebungen von 

OHLE (1959). 

Im Frühjahr wurde bei durchmischtem Wasserkörper eine leichte Sauerstoffübersättigung in 

der gesamten Wassersäule festgestellt. Im August 1994 wies die Sauerstoff-Sättigung an der 

Wasseroberfläche von etwa 110 bis 120 % wie die geringen Chlorophyll a-Konzentrationen 

auf eine geringe Algenproduktion hin. Unterhalb von 8 m war das Wasser sauerstofffrei und 

enthielt in tieferen Schichten Schwefelwasserstoff. Letzterer zeigt Fäulnisprozesse an. Monatliche 

Messungen zum Sauerstoffhaushalt aus dem Vorjahr (LIETZ & NARBST 1993) zeigen, 

daß sich der Sauerstoffmangel im Tiefenwasser von Juni an ausgehend von den Wasserschichten 

über Grund langsam in geringere Tiefen ausdehnte und im August sein Maximum 

erreichte (Abb. 30). 

M 

I1 

3 

6 — 

^1 1 9 

7 

9 7 9 

E 

12 — 

15 — 

18 — 

0.2 

21 — 

24 — 

0.2 

0 

27 -3 

30 

Abb. 30: Sauerstoffkonzentrationen (mg/I 02) an der tiefsten Stelle des südwestliche 

Becken des Stocksees von Mai bis November 1993 

Im Stocksee wurde also trotz der geringen Algenproduktion in der durchlichteten Zone mehr 

Biomasse produziert als in der Wassersäule nach Absterben in dem verhältnismäßig kleinen 

Hypolimnion wieder abgebaut werden konnte. OHLE (1965) zeigt in einem Vergleich der 

Sauerstoffverhältnisse im September 1919 und 1961, daß 1919 noch im Herbst bis zum 

Grund immer noch 20 % Sauerstoffsättigung vorhanden war, wohingegen 1961 die sauerstofffreie 

Zone vom Grund bis in etwa 15 m Wassertiefe reichte (Abb. 32). 1994 waren demgegenüber 

deutlich schlechtere Sauerstoffverhältnisse im Tiefenwasser zu beobachten.

Stocksee 57 


O 25 50 75 100 125 


0 25 50 75 100 125 

10 

1 0 

E 

i= 

15 

E 

H 

15 

20 

20 

25 

25 

30 

0 

30 

5 10 15 20 0 5 10 15 



20 

Abb. 31: Tiefenprofile von Temperatur (+) und Sauerstoff-Sättigung (o) an der tiefsten Stelle 

des südlichen Beckens (links) und des nördlichen Beckens (rechts) des Stocksees 

im August 1994 


O 25 50 75 100 125 


0 25 50 75 100 125 

10 • /+ 10 

E /+ 

-Ei; 

15 • 2 15 

F- a2 

F- a) 

20 • 20 

25 25 

30 30 

O 5 10 15 20 0 5 10 15 20 



Abb. 32: Tiefenprofile von Temperatur (+) und Sauerstoff-Sättigung (o) im Stocksee im 

September 1919 (links) und 1961 (rechts) (verändert nach OHLE 1965)


Die Sichttiefen (Abb. 33) zeigen 1994 und 1995 einen vergleichbaren Verlauf. Die geringsten 

Werte (um 1 m) wurden im Frühjahr festgestellt. Darauf folgt ein Klarwasserstadium mit sehr 

hohen Werten bis zu 8 m Sichttiefe. Bis zum August wurde wiederum ein Absinken der Sichttiefe 

auf 1,5 bis 2 m beobachtet. Die sommerliche Algenblüte war also, entsprechend der 

Nährstoffverknappung im oberflächennahen Wasser, etwas weniger ausgeprägt als die Frühjahrsalgenblüte. 

Im Herbst und Winter wurden wieder hohe Sichttiefen um 4 bis 8 m festgestellt. 

Im Durchschnitt war der Stocksee für schleswig-holsteinische Verhältnisse sehr klar. 

Die Chlorophyll a-Konzentrationen belegen im Frühjahr mit Werten um 12 pg/I Chl a eine mäßige 

und im Sommer mit 3 bis 5 Ng/I Chl a eine sehr geringe Produktivität des Planktons. 

Auch in Erhebungen anderer Autoren zur Planktonproduktivität fällt der Stocksee durch 

geringe Werte auf (OHLE 1965, MEFFERT & WULFF 1987). 


J F M A M J J ASONDJEMAMJJASOND 

0 11 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

1 — 

2— 

E 3-- 

1) 4— 

5— 

1 

6-- 

7— 

8— 

Abb. 33: Sichttiefen (m) im Stocksee 1994 und 1995 (erhoben im Rahmen des 

Seenbeobachtungsprogrammes Kreis Plön) 



Das Phytoplanktonbild war in beiden Becken des Stocksees ähnlich. Das Frühjahrsplankton 

setzte sich überwiegend aus den für diese Jahreszeit typischen Kieselalgen und begeißelten 

Formen der Cryptophyceen und Grünalgen (vor allem verschiedene Chlamydomonaden) zusammen. 

Bei den Kieselalgen dominierte Asterionella formosa vor Stephanodiscus hantzschii. 

Im Sommer entwickelten sich vermehrt begeißelte Grünalgen (Chlamydomonaden), die vor 

allem im südwestlichen Becken dominierten, sowie der große Dinoflagellat Ceratium 

hirundinella und begeißelte Cryptophyceen. Koloniebildende Blaualgen der Gattung 

Microcystis, die das Sommerplankton vieler nährstoffreicher schleswig-holsteinischer Seen 

prägen, und kugelige Grünalgen wurden nur in sehr geringer Dichte beobachtet. Ein großer 

Teil des vorhandenen Phytoplanktons konnte aufgrund seiner geringen Größe vom Zooplankton 

gut gefressern werden.

Stocksee 59 

Das Frühjahrszooplankton zeichnete sich in beiden Seebecken durch Artenarmut und geringe 

Dichte aus. Es wurden einige Geißeltiere und nur wenige Rädertiere beobachtet. Lediglich die 

Jugendstadien der räuberischen Hüpferlinge sind etwas häufiger anzutreffen. Im Sommer 

stieg die Artenzahl an. Rädertiere erreichten besonders im südlichen Becken sehr viel höhere 

Individendichten, vor allem von Conochi/us unicornis, Kerate/la cochlearis und Polyarthra 

dolichoptera. Blattfußkrebse sind mit insgesamt sechs Arten vertreten. Zu den dominanten 

Arten zählen im südlichen Becken Sida cristallina, im nördlichen Becken Diaphanosoma 

brachyurum und Daphnia longispina. Zusätzlich tritt die räuberische Leptodora kindtii auf. Bei 

den Hüpferlingen ist vor allem der relativ starke Anstieg der Mesocyc/ops /euckarti-Population 

zu nennen. Filtrierende Ruderfußkrebse Eudiaptomus graci/is entwickelten sich in geringer 

Dichte. Auffallend ist, daß im Zooplankton des Stocksee mehrere große filtrierende Formen 

auftreten, die das Phytoplankton gut fressen und damit seine Dichte kontrollieren können. 

Nach BURESCH et al. (1996/97) treten im Stocksee Aal, Hecht, Karpfen und andere Weißfische 

sowie als Besonderheit Maräne auf. Angaben des Landesamtes für Fischerei 

Schleswig-Holstein zufolge wird der See zeitweise von einem Berufsfischer hauptsächlich mit 

Stellnetzen (Große und Kleine Maräne) und teilweise mit kleinen Flügelreusen (Barsch, Hecht) 

befischt. 


Die tierische Besiedlung des Sedimentes im Stocksee wurde im Auftrag des Landesamtes von 

OTTO (1994) mittels Greifer-Proben aus 5, 15 und 25 bzw. 30 m untersucht. Die folgenden 

Ausführungen sind seinem Bericht entnommen. 

Im Bereich der tiefsten Stellen beider Becken des Stocksees wurden graue, organische Sedimente 

mit leichtem Fäulnisgeruch festgestellt. OHLE (1958, 1965) fand hohe Gehalte an 

Stickstoff (30 mg/1) und Phosphor (29 mg/1) im Porenwasser und stellte heftige Gasausscheidungen 

des Schlammes fest, was auf einen regen Stoffwechsel des sedimentierenden Materials 

schließen läßt. In 5 m Tiefe war das Substrat sandig, an der Probestelle im nördlichen 

Becken mit Blättern bedeckt. 

Die Sedimentfauna stellte sich mit 30 Taxa als sehr artenreich dar, vor allem in 5 m Tiefe. 

Hier fanden sich neben Zuckmückenlarven viele für den Uferbereich typische Larven der 

Eintags-, Köcherfliegen und Gnitzen sowie Muscheln, Schnecken und Asseln. Mit der Gemeinen 

Kahnschnecke Theodoxus fluviati/is wurde im südlichen Becken eine für Fließgewässer 

typische Art gefunden, die in Seen auf Brandung beziehungsweise gute Sauerstoffversorgung 

hindeutet. Die Gemeine Kahnschnecke und die in beiden Becken beobachtete Teichnapfschnecke 

Acroloxus lacustris werden in der Roten Liste der in Schleswig-Holstein gefährdeten 

Land- und Süßwassermollusken (WIESE 1990) als stark gefährdet bzw. potentiell gefährdet 

eingestuft. 

Im südlichen Becken wurden in 15 m Tiefe nur noch Schlammröhrenwürmer, Büschelmückenlarven 

und Zuckmückenlarven des Chironomus plumosus-Typs gefunden. Die Dichte der beiden 

erstgenannten Gruppen nimmt mit der Tiefe zu. Über dem Seegrund ist die Häufigkeit der 

Büschelmückenlarve mit etwa 600 Tieren/m 2 mäßig, Chironomus plumosus war hier nicht 

mehr zu finden. Die im nördlichen Becken im Tiefenwasser festgestellten ungünstigeren Verhältnisse 

spiegeln sich auch in der Besiedlung des Seegrundes wider. Hier wurde bereits in 

1 5 m Tiefe Chironomus plumosus nicht mehr beobachtet, und die Dichte der Büschelmückenlarve 

in 25 m Tiefe war mit 1900 Tieren/m 2 drei mal so hoch wie im südlichen Becken.


Insgesamt ist der Stocksee nach der Besiedlung des Seegrundes aufgrund der Dominanz von 

Büschelmückenlarven nach THIENEMANN (1922) dem ungünstigsten Typ, dem polytrophen 

See, zuzurechnen. Insbesondere im nördlichen Becken herrschen demnach sehr ungünstige 

Sauerstoff-Verhältnisse über dem Grund. Das südliche Becken weist tendenziell einen günstigeren 

Lebensraum im Tiefensediment auf. 

Anfang dieses Jahrhunderts charakterisierte THIENEMANN (1922) den Stocksee als 

Chironomus liebeli-Bathophilus-See (synonym Anthracinus-See) mit einer Massenentwicklung 

von Chironomus plumosus. Dieser See-Typ entspricht dem Beginn der eutrophen Stufe. 

Demnach hat sich der Stocksee inzwischen weiter in Richtung eines nährstoffreichen Sees 

entwickelt. 


Der Stocksee und sein Einzugsgebiet liegen in dem Landschaftsschutzgebiet „Stocksee - 

Tensfelder Au". Die Halbinsel im Osten, die Insel und ein Teil des Ostufers gehören zum 

Naturschutzgebiet „Mittlerer Stocksee und Umgebung". 

Der See wird von einem Angelsportverein genutzt. 

Am Ufer befindet sich in der Ortslage Stocksee ein größerer Bootsliegeplatz sowie zahlreiche 

Einzelstege. Gartengrundstücke reichen in der Regel bis zum Wasser heran, zum Teil ist der 

Uferstreifen hier stark verändert. Mehrere Badestellen sind über das gesamte Ufer verteilt. An 

drei Stellen des Ost- und Südufers wird der Uferbereich beweidet. Zwei Campingplätze liegen 

in unmittelbarer Ufernähe des südlichen Seebeckens, am östlichen Ufer dieses Seeteils befinden 

sich Angelstege. 

Das Einzugsgebiet des Sees wird zur Hälfte landwirtschaftlich, überwiegend als Acker, genutzt. 

Der Waldanteil liegt mit 20 % recht hoch. Bebaut sind etwa 6 % des Einzugsgebietes. 

Die Zahl der Dungeinheiten lag bei durchschnittlich 0,66 DE/ha landwirtschaftlich genutzter 

Fläche. 

Abwasser von ingesamt 431 Einwohnerwerten (EW) wird in der Ortslage Stocksee über 

Hauskläranlagen in den Untergrund verrieselt. Eine Beseitigung dieses Abwassers außerhalb 

des Einzugsgebietes ist geplant, ebenso Vorbehandlungsanlagen für Regenwassereinleitungen. 

Des weiteren befinden sich im Norden des Stocksee Hauskläranlagen, insgesamt 22 EW, 

deren Nachrüstung für etwa 2000 geplant ist. Weiteres Abwasser wird im Einzugsgebiet über 

abflußlose Sammelgruben entsorgt und hat so keine Bedeutung für den See. 




von Phosphor und Stickstoff in den See grob abgeschätzt (Abb. 34 und Tab. 12). 

Die Einträge, die aus dem Einzugsgebiet und über den Niederschlag in den Stocksee gelangen, 

lagen insgesamt bei knapp 1 t/a Phosphor und bei etwa 21,5 t/a Stickstoff. Eine wichtige 

Ursache (50 bis 65 %) für Einträge beider Stoffe ist die landwirtschaftliche Flächennutzung. 

Die Abwasserbeseitigung hat mit 34 % einen großen Anteil an der Phosphor-Belastung des

Stocksee 61 

Sees. Aufgrund des kleinen Einzugsgebietes ist auch der Niederschlag auf die Seefläche als 

Nährstoffquelle mit 10 % von Bedeutung. Wald, Siedlung und sonstige Flächennutzung 

steuern zusammen 10 % des Phosphoreintrages beziehungsweise 20 % des Stickstoffeintrages 

bei. 

Phosphor 

Stickstoff 

Wald 3 

Wald 12 % 

Siedlung 6 % 

Niederschlag 

11% 

Abwasser 

8% 

Abb. 34: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Stocksee 

Tab. 12: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Stocksee aus verschiedenen Quellen 


Fläche 

(ha) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a P) 


(kg/a P) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a N) 


(kg/a N) 

Acker 574 0,5 287 20 11480 

Grünland 196 0,2 39 10 1960 

Wald 297 0,05 15 7 2079 

Siedlung 83 0,75 62 13 1082 


Baumschulen 20 0,5 10 20 400 


Summe 1477 413 17001 

Niederschlag 211 0,4 84 11,7 2469 


Punktquellen 

Dungeinheiten 

Abwasser 

Stück 

bzw. EW 

503 

453 

kg/a P pro 

DE bzw. EW 

0,26 

0,7 


(kg/a P) 

131 

317 

kg/a N pro 

DE bzw. EW 

0,8 

3,7 


(kg/a NI 

402 

1676 

Summe 448 2079 


Summe (kg/a) 

bezogen auf die Seefläche )g/a m 2 Seefläche) 


946 

0,45 

21548 

10 

(kg/a ha Landfläche) (ohne Niederschlag auf 0,68 15





PE 

L * Tw 

PE 

L : 0,45 

Tw : 5,6 

z : 12,3 


= jährliche Phosphor-Belastung pro Seefläche (g/a m 2 ) 



0,45 * 5,6 

PE = 

= 0,06 mg / I P 

12,3 (1+2,4) 


0,06 mg/I P gut mit den tatsächlich ermittelten Werten von 0,052 bis 0,067 mg/I P überein. 

Bewertung 

Der Stocksee hat aufgrund seines kleinen Einzugsgebietes gute Voraussetzungen für einen 

nährstoffarmen, mesotrophen Zustand. 

Tatsächlich zeigt der See im Frühjahr Nährstoffkonzentrationen, die ihn als schwach eutrophen 

Seen charakterisieren (Abb. 5). Die derzeitige Phosphor-Belastung des Sees von 

0,45 g/a m 2 Seefläche ist als mäßig einzuschätzen. 

Aufgrund der stabilen Schichtung des Sees stehen die zunächst vorhandenen Nährstoffe jedoch 

nur kurz dem Plankton zur Verfügung und sedimentieren dann, so daß das Wasser sehr 

klar ist und die Planktonproduktion insgesamt gering bleibt. Im Phytoplankton sind die in vielen 

Seen des Landes dominierenden Blaualgen kaum vertreten und das Zooplankton scheint 

nach seiner Artenzusammensetzung das Phytoplankton durch Wegfraß kontrollieren zu können. 

Damit zeigt der Stocksee typische Merkmale eines mesotrophen Sees (siehe auch 

Abb. 61 und ist damit eine schützenswerte Besonderheit des Landes. Lediglich im Tiefenwasser 

herrscht im Sommer Sauerstoffknappheit, und die Tiergemeinschaften des Seegrundes, 

insbesondere im nördlichen Becken, zeichnen sich durch anspruchslose Arten aus. 

Auch die Unterwasservegetation des Stocksees ist von landesweiter Bedeutung. Die Ufervegetation 

ist durch menschliche Störungen im Bereich der Ortslage Stocksee und im südlichen 

Teil als naturfern zu bewerten, wohingegen die anderen Uferabschnitte weitgehend ungestört 

sind.

Stocksee 63 

Empfehlungen 

Der Stocksee ist in einem guten Zustand. Wegen seines klaren Wassers und seiner Ufervegetation 

hat er landesweite Bedeutung und bedarf des Schutzes, um diesen Zustand zu erhalten. 

Aufgrund seiner großen Tiefe hat er ein gutes Regenerationspotential. 

Der große Anteil der Abwasserbeseitigung an der Belastung des Stocksees wird nach Umsetzung 

der geplanten Verbesserungen fast vollständig entfallen. Daraus ergibt sich eine beträchtliche 

Verringerung des Phosphoreintrages in den Stocksee um gut 300 kg/a, das sind 

30 % der aktuellen Belastung! Dies stellt eine deutliche Entlastung des Stocksees dar. 

Im Bereich der Landwirtschaft sollten Entlastungsmaßnahmen vordringlich die seenahe Nutzung 

berücksichtigen wie zum Beispiel Aufgabe der Beweidung der Seeufer oder Extensivierung 

der bisherigen Ackernutzung südlich der Ortslage Stocksee. 

Die Freizeitnutzung des Stocksees sollte keinesfalls verstärkt werden, um den Uferbereich 

weitestgehend zu schonen. Die Ursachen für den Schilfrückgang sollten festgestellt werden. 

Ein kleiner Teil des Sees ist Naturschutzgebiet. Es wäre zu prüfen, ob eine eventuelle Erweiterung 

helfen kann, Naturschutzziele besser umzusetzen.


Suhrer See (Untersuchungsjahr 1994/95) 

Topographische Karte (1 : 25.000): 1828/1829 

Flußsystem: 

Schwentine 

Kreis: 

Plön 

Gemeinde: 

Plön 

Eigentümer: 

privat 

Pächter: 


Rechtswerte: 359528 - 440252 

Hochwerte: 600214 - 600410 






Seevolumen (m 3) bei 22,5 m ü.NN: 11.380.000 




theoretische Wasseraufenthaltszeit (a): 8,2 

(bei einem geschätzten Abfluß von 101/s km 2 ) 




Hypolimnion/Epilimnion (m 3/m 3 ): 0,2 


an der tiefsten Stelle im Sommer stabil 

geschichtet 

Entstehung 

Der Suhrer See ist ein eiszeitlich entstandener Rinnensee. 


Der Suhrer See (Abb. 351 liegt östlich von Plön in einem Sandergebiet zwischen dem Behler 

See und dem Vierersee. Sein Einzugsgebiet ist im Verhältnis zum Seevolumen sehr klein 

(Abb. 2) und enthält einen weiteren See, den Ukleisee. Die Umgebung des Suhrer Sees ist 

fast vollständig durch sandige Ablagerungen geprägt. 

Der See besitzt vier kleine Zuläufe und einen Ablauf im Norden, der nach etwa 150 m in den 

Behler See mündet. Abflußverhalten und Fließrichtung am Ablauf waren uneinheitlich, zum 

Teil wurde Rückstau beziehungsweise sogar ein Rückfluß in Richtung Suhrer See festgestellt. 

An zwei Tagen wurden Abflüsse um 50 1/s ermittelt (Tab. 13). Der Seewasserstand 

schwankte im Jahresverlauf relativ stark um 55 cm (Abb. 36). Die theoretische Aufenthalts-

• 

Suhrer See 65 

zeit des Wassers im Suhrer See ist entsprechend dem kleinen Einzugsgebiet mit über 

8 Jahren sehr hoch. 

•••• ••••••• 

• Höftsee •• 

• • • • ( • • • • •• 

0....S. 

• • 

• 

• •••• 

• 

• 

• Stadthai 

• 

Suhrer See 

•• 

••••••• 

• 

• 

.f >t 

• •• • • '.:':`'v . • • • • 

• •• •• 

0,5 0 0,5 1 km 

Abb. 35: Das Einzugsgebiet des Suhrer Sees 

29,20 

29,10 

Z 

29,00 

• 28,90 

• 28,80 

tn 28,70 

t9 

28,60 

28,50 

28,40 

JFMAMJ J 

1994 

Abb. 36: Seewasserstände (m ü.NN) im Suhrer See 

0 N D A M JA SOND 

1995


Tab. 13: Abflußmengen (I/s) am Ablauf des Suhrer Sees 

Datum 15.02.94 26.04.94 03.01.95 13.07.95 

Abfluß (1/s) 46 59 Rückstau Umkehrung der Fließrichtung 

Das Seebecken hat eine etwa dreieckige, ausgelappte Form (Abb. 37). Unter Wasser fällt das 

Ufer vor allem im Westen und Osten steil ab, und das Relief ist sehr bewegt mit stark 

wechselnden Wassertiefen. Die tiefste Stelle liegt mit knapp 25 m im südlichen Teil des Sees. 

Der nördliche Teil ist nur maximal 12 bis 14 m tief. Daher ist das Hypolimnion während der 

Schichtungsphasen im Vergleich zum Epilimnion klein. 

Ufer 

Die Ufervegetation des Sees wurde im Auftrag des Landesamtes von MIERWALD und STUHR 

grob erfaßt. Die folgenden Ausführungen sind dem Bericht „Die Ufer- und Unterwasservegetation 

des Suhrer Sees" von STUHR (1994) entnommen. 

Weite Teile des Ufers des Suhrer Sees sind von einem mehr oder weniger breiten Streifen von 

Ufergehölzen in naturnaher Artenzusammensetzung (Erlen, Weiden, Eschen) gesäumt. Das 

besonders steile Ostufer ist durchgehend mit Wald bestanden und vergleichsweise wenig gestört. 

Naturnahe Bruchwälder sind nur am Nordost- sowie am Südwestufer mit geringen Flächenanteilen 

vertreten, was vor allem auf das flache Relief zurückzuführen ist. Durch den 

Erlenbruch, der an ein ehemaliges Bundeswehrgelände am Westufer angrenzt, ist ein mehrere 

Meter breiter und etwa 100 m langer, künstlicher Kanal angelegt. 

Röhrichte haben sich aufgrund der steilen Ufer und weiterer Standortfaktoren wie Wellenschlag, 

Beschattung und Uferbefestigung nur an etwa 50 % der Uferlinie des Suhrer Sees 

entwickelt. Die Breite der Bestände liegt überwiegend zwischen 1 und 5 m, in wenigen Fällen 

werden Breiten von 10 bis höchstens 20 m erreicht. Haupt-Röhrichtbildner ist das Schilf, 

seltener tritt die Gemeine Teichbinse Schoenop/ectus /acustris dominant auf. Als Besonderheit 

ist an drei Stellen im Schilfröhricht das nach der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen 

Schleswig-Holstein (MIERWALD 1990) stark gefährdete Schneidried Cladium mariscus anzutreffen. 

Weiterhin sind mehrfach kleinflächige Vorkommen verschiedener Arten der Klein- 

Röhrichte entwickelt, darunter einige nach der Roten Liste gefährdete Pflanzen wie die 

Fadensegge Carex lasiocarpa, die Stumpf blütige Binse Juncus subnodulosus und der Strauß- 

Gilbweiderich Lysimachia thyrsiflora. Weitere sogar vom Aussterben bedrohte Arten in diesem 

Bereich sind der Lanzettliche Froschlöffel Alisma lanceolatum und die Floh-Segge Carex 

pulicaria. 

Ein Schwimmblatt-Gürtel fehlt am Suhrer See aufgrund der steil abfallenden Ufer fast vollständig. 

Erwähnenswert sind nur einige kleinflächige, oft nur wenige Quadratmeter große 

Vorkommen der Teichrose, der Seerose sowie des Wasser-Knöterichs in kleineren geschützten 

Buchten. 

Die Unterwasservegetation ist fast entlang der gesamten Uferlinie des Suhrer Sees ausgebildet. 

In der mit 18 Arten ausgesprochen reichen Tauchblattzone siedeln gut ausgebildete und 

zum Teil große Bestände von elf Arten der Roten Liste. Hierzu zählen die vom Aussterben 

bedrohten Arten Großes Nixenkraut Najas marina, Faden-Laichkraut Potamogeton filiformis 

und Gras-Laichkraut Potamogeton gramineus sowie das bisher in Schleswig-Holstein als

Suhrer See 

67 

r-rt r--rt ^ 

0 100 200 300 400 m 

Abb. 37: Tiefenplan des Suhrer Sees


ausgestorben eingestufte Hybrid Schmalblättriges Laichkraut Potamogeton x angustifo/ius. 

Armleuchteralgen bilden einen fast lückenlosen, gut ausgebildeten Gürtel. Zum Teil finden 

sich ausgedehnte Wiesen bis in Wassertiefen von über 4 m. Die Armleuchteralgen besiedeln 

vor allem geeignete sandig-kiesige Standorte vor dem Röhrichtgürtel sowie Flachwasserbereiche, 

in denen das Röhricht sehr schütter ist oder völlig fehlt. Mit sechs Armleuchteralgenarten 

ist eine für schleswig-holsteinische Verhältnisse große Vielfalt gegeben. Besonders 

hervorzuheben sind die nach der Roten Liste der Armleuchteralgen (Characeae) (SCHMIDT et 

al. 1996) vom Aussterben bedrohte Rauhe Armleuchteralge Chara aspera und die Stern-Armleuchteralge 

Nite/%psis obtusa sowie die als ausgestorben eingestufte Geweih-Armleuchteralge 

Chara tomentosa. Weitere Ausführungen zur Ufer- und Unterwasservegetation des 

Suhrer Sees macht FRENZEL (1992). 

Punktuell wurde im Bereich kleinerer Zuläufe, zum Beispiel im Süden, und an beweideten 

Uferpartien ein starker Grünalgenaufwuchs beobachtet, der auf vermehrte Nährstoffeinträge 

hindeutet. Des weiteren ist ein etwa 400 m langer Streifen des Bundeswehrgeländes am 

Westufer mit Spundwänden befestigt und praktisch vegetationsfrei. 

Zusammenfassend läßt sich die Ufer- und Unterwasservegetation am Suhrer See mit zahlreichen 

vom Aussterben bedrohten Pflanzenarten als große Seltenheit in Schleswig-Holstein 

bewerten. Ihr Erhalt ist von bundesweiter Bedeutung. Die größte Gefährdung der sehr reichen 

Flora mit mehreren vom Aussterben bedrohten Arten geht von einer möglichen Eutrophierung 

des Sees aus. 

Freiwasser 

Der Suhrer See war an der tiefsten Stelle (ca. 25 m) im Sommer thermisch stabil geschichtet 

(Abb. 38). In weiten Bereichen ist der See allerdings nur um 12 m tief oder flacher, so daß ein 

großer Teil des Wasserkörpers wahrscheinlich nur kurzfristig und schwach thermisch 

geschichtet war. 

Im Frühjahr 1994 wurden die Hauptnährstoffe Phosphor und Stickstoff in sehr geringen Konzentrationen 

festgestellt (etwa 0,02 mg/I P, 0,7 mg/I N, Abb. 3). Phosphat konnte nicht 

nachgewiesen werden (Bestimmungsgrenze: 0,005 mg/I P). Im Sommer wurde im oberflächennaen 

Wasser beim Stickstoff eine für stabil geschichtete Seen typische Verknappung 

(auf 0,5 mg/I N) festgestellt, Phosphor lag hingegen etwa in der gleichen Konzentration wie 

im Frühjahr vor. Direkt über dem Grund wurde für beide Stoffe eine deutliche Anreicherung 

(auf 0,34 mg/I P, 1,3 mg/I N) beobachtet. Nahe der Wasseroberfläche waren zu dieser Zeit 

außer Phosphat auch die anorganischen Stickstoffanteile nur in Spuren vorhanden, Nitrat war 

nicht nachweisbar. Über dem Grund stiegen die Konzentrationen von Phosphat und Ammonium 

im Sommer stark an auf 0,24 mg/I PO4-P beziehungsweise 0,99 mg/I NH4-N. Da die 

Meßstelle über Grund in einem relativ kleinen Kegel an der tiefsten Stelle des Sees lag, ist 

davon auszugehen, daß sich hier die sedimentierenden Partikel anreicherten. Interne 

Düngungsprozesse scheinen im Suhrer See nicht von Bedeutung zu sein. Silicat lag Ende März 

unter der Bestimmungsgrenze (0,2 mg/I Silicat-Si). 

Sowohl die Pufferung des Wassers (Säure-Base-Kapazität 2 mmol/I im Frühjahr, 1,5 mmol/l im 

Sommer) als auch die Calcium-Konzentrationen um 40 mg/I Ca lagen entsprechend dem 

sandigen Einzugsgebiet deutlich unter dem schleswig-holsteinischen Durchschnitt (Abb. 4). 

Die pH-Werte lagen im mäßig basischen Bereich (um 8,4). Auch die Leitfähigkeit war mit

Suhrer See 69 


0 25 50 75 100 125 

350 pS/cm relativ niedrig. Die genannten 

Werte sind leicht erhöht gegenüber 

Erhebungen von OHLE (1959). 

— 10 

E 

1 5 

20 

25 

0 5 10 15 20 



und Sauerstoff-Sättigung (o) an der 

tiefsten Stelle des Suhrer Sees im 


Die Sauerstoff-Sättigung an der Wasseroberfläche 

von etwa 100 % zu beiden Untersuchungszeitpunkten 

weist wie die geringen 

Chlorophyll a-Konzentrationen auf 

eine geringe Algenproduktion hin. Im 

Sommer war das Wasser unterhalb von 

10 m sauerstofffrei und enthielt in tieferen 

Schichten Schwefelwasserstoff. Letzterer 

zeigt Fäulnisprozesse an. Monatliche Messungen 

zum Sauerstoffhaushalt aus dem 

Vorjahr (LIETZ & NARBST 1993) zeigen, 

daß sich der Sauerstoffmangel im Tiefenwasser 

ab Juni, ausgehend von den 

Wasserschichten über Grund, langsam in 

geringere Tiefen ausdehnte und im August 

sein Maximum erreichte (Abb. 39). Im 

Suhrer See wurde also trotz der geringen 

Algenproduktion in der durchlichteten Zone 

mehr Biomasse produziert als in der 

Wassersäule nach Absterben in dem verhältnismäßig 

kleinen Hypolimnion wieder 

abgebaut werden konnte. 

Die Sichttiefe (Abb. 40) war 1993 zwischen Mai und Dezember durchgängig für schleswigholsteinische 

Seen außerordentlich hoch. Der niedrigste Wert wurde im August 1993 mit 

4,3 m festgestellt. Auch im Untersuchungsjahr 1994 belegen hohe Sichttiefen und auffallend 

niedrige Chlorophyll a-Konzentrationen um 4 pg/I Chl a zu beiden Untersuchungszeitpunkten 

die sehr geringe Produktivität des Planktons. In einer regional-Iimnologischen Zusammenstellung 

OHLEs (1959) hatte der Suhrer See die geringste Produktivität der 23 untersuchten 

Seen. 

Das Plankton im See wurde im Auftrag des Landesamtes von GUNKEL (19941 untersucht. Die 


Der Suhrer See wies zu beiden Untersuchungszeitpunkten nur eine geringe Phytoplanktonentwicklung 

auf. Im Frühjahr 1994 entwickelten sich die für diese Jahreszeit typischen Kieselalgen 

und begeißelte Algen (Cryptomonaden und Chlamydomonaden), aber sie erlangten 

keine hohen Individuendichten. Die Zusammensetzung des sommerlichen Phytoplanktons war 

ähnlich, hinzu kamen einige wenige kugelige Grünalgen. Die Cryptophycee Chroomomas 

acuta wies die höchsten Dichten auf. Ein großer Teil des vorhandenen Phytoplankton konnte 

aufgrund seiner geringen Größe gut vom Zooplankton gefressen werden. 

Im Zooplankton waren im Frühjahr neben einigen Geißeltieren vor allem Rädertiere mit der 

Leitart Kerate//a cochlearis vertreten. Blattfußkrebse waren mit kleinen Arten Daphnia


0 

S 0 0 

2 — 

4 — 

6 - 

8— 

1 

l0—_f 

12- 

_9 

14-- 

16- 

18 

20—^ 

22------- 

24— 

26 

Abb. 39: Sauerstoffkonzentrationen (mg/I 02) an der tiefsten Stelle des Suhrer Sees von Mai 


1993 

J 

0 I F I M I A MI I J 1 J 1 A I S 1 0 I N DI i 

E 

a^w a; 

0 

L V 

N 

2 - 

4 - 

6 - 

8 

10 — 

Abb. 40: Sichttiefen (m) im Suhrer See 1993

Suhrer See 71 

cucullata und Eubosmina coregoni relativ schwach vertreten. An Ruderfußkrebsen waren vor 

allem ausgewachsene Filtrierer (Calanoiden) und einigen Jugendstadien der räuberischer Formen 

zu finden. Im Sommer erreichten die Rädertiere deutlich höhere Dichten. Neben Keratella 

cochlearis war Polyarthra dolichoptera in mittlerer Häufigkeit vertreten. Von Eubosmina 

coregoni, der häufigsten Art unter den Blattfußkrebsen, wurden wenige Exemplaren gefunden. 

Die filtrierenden Ruderfußkrebse kamen, ebenso wie im Frühjahr, vor, die Hüpferlinge 

zeigten einen geringfügigen Dichteanstieg aller drei Entwicklungsstadien. Auffallend am Zooplankton 

des Suhrer Sees ist das Auftreten von großen Filtrierern (Calanoiden), die auch 

größere Algen fressen und damit das vorhandene pflanzliche Plankton kontrollieren können. 

Der Fischbestand des Suhrer Sees wurde zum Untersuchungszeitpunkt extensiv mit Aalschnüren 

und -körben sowie mit der Angel befischt. Trotzdem wurde der See regelmäßig mit 

Aal in größeren Mengen besetzt. 


Die tierische Besiedlung des Sedimentes im Suhrer See wurde im Auftrag des Landesamtes 

von OTTO (1994) mittels Greifer-Proben untersucht. Die folgenden Ausführungen sind seinem 

Bericht entnommen. 

An der tiefsten Stelle des Sees wurden schwarze, organische Sedimente ohne Fäulnisgeruch 

festgestellt. Dies relativiert den sommerlichen Sauerstoffschwund im Tiefenwassers und deutet 

auf einen weitgehenden Abbau von organischem Material in der Wassersäule hin. 

UNGEMACH (1960) charakterisiert das Sediment als Gyttja mit Anklängen an Humussedimente. 

OHLE (1965) fand sehr geringe Gehalte an Stickstoff und Phosphor im Sediment. 

Die Sedimentfauna stellte sich mit 23 Taxa als recht artenreich dar, vor allem in 5 m Tiefe. 

Hier fanden sich neben Zuckmückenlarven viele für den Uferbereich typische Larven der Eintags-, 

Schlamm- und Köcherfliegen und Weichtiere. Mit der Gemeinen Kahnschnecke 

Theodoxus fluviati/is wurde eine für Fließgewässer typische Art gefunden, die in Seen auf 

Brandung beziehungsweise gute Sauerstoffversorgung hindeutet. Die Gemeine Kahnschnecke 

wird in der Roten Liste der in Schleswig-Holstein gefährdeten Land- und Süßwassermollusken 

(WIESE 1990) als stark gefährdet eingestuft. 

In 1 5,5 m und 24 m Tiefe wurden nur noch Schlammröhrenwürmer, Büschelmückenlarven 

und Zuckmückenlarven des Chironomus p/umosus-Typs gefunden. Die Dichte der beiden 

erstgenannten Gruppen nahm mit der Tiefe zu. Bei 24 m waren Büschelmückenlarven mit 

etwa 8600 Individuen/m 2 sehr häufig, wohingegen Chironomus plumosus nur noch ganz 

vereinzelt zu finden war. 

Insgesamt ist der See nach der Besiedlung des Seegrundes als eutropher Chironomus - See zu 

bezeichnen. LUNDBECK (1926) charakterisierte den Suhrer See Anfang dieses Jahrhunderts 

als Bathophi/us-See (synonym Anthracinus-See). Dieser See-Typ entspricht dem Beginn der 

eutrophen Stufe. Demnach hat sich der Suhrer See inzwischen weiter in Richtung eines nährstoffreichen 

Sees entwickelt. Dieser Trend zu ungünstigeren Lebensbedingungen im Sediment 

setzt sich fort und wird durch die Dominanz von Büschelmückenlarven in der größten Tiefe 

deutlich, die nach THIENEMANN (1922) sehr ungünstige Sauerstoff-Verhältnisse über dem 

Grund des Suhrer Sees anzeigt.



Der Suhrer See und sein Einzugsgebiet liegen in dem Landschaftsschutzgebiet „Seenplatte 

nordöstlich von Plön". Ausgenommen ist ein ehemaliges Militärgelände, das das ganze 

Westufer des Sees einnimmt. 

Bis vor wenigen Jahren wurde der See für militärische Übungen mit Booten genutzt. 

Ein etwa 600 m langer Abschnitt des Westufers war im Bereich des Bundeswehrgeländes 

zum Untersuchungszeitpunkt vollständig versiegelt. An zwei Stellen im Süden und an einer 

Stelle im Nordosten des Sees wird der Uferbereich beweidet. Rund um den See befinden sich 

zwei kleine Bade- und einige Angelstellen sowie einzelne Bootsstege und an den See 

angrenzende Privatgrundstücke. Ein großer Teil der Uferlinie ist bewaldet. 

Das Einzugsgebiet des Sees wird zu einem Drittel landwirtschaftlich, besonders östlich des 

Sees überwiegend als Acker, genutzt. Der Waldanteil liegt mit 21 % recht hoch. Bebaut sind 

etwa 12 %, ein Drittel des Einzugsgebietes bedeckt der Suhrer See selbst. Die Zahl der 

Dungeinheiten lag bei durchschnittlich 0,46 DE/ha landwirtschaftlich genutzter Fläche. 

Abwasser wird innerhalb des Einzugsgebietes nicht entsorgt. Im Osten befindet sich eine 

Altablagerung, deren Sickerwasser in den Untergrund gelangt. Das Grundwasser wird hier 

regelmäßig von der Wasserbehörde des Kreises überwacht. 





Phosphor 

Stickstoff 

Wald 3 % 

Wald 12 % 

Siedlung 22 % 

Siedlung 12 % 

Niederschlag 

31% 

Niederschlag 

30% 

Abb. 41: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Suhrer See 

Die Einträge aus dem Einzugsgebiet und durch Niederschlag lagen insgesamt bei etwa 

1 70 kg/a Phosphor und bei knapp 5,4 t/a Stickstoff. Eine wichtige Ursache (etwa 45 %) für 

Einträge beider Stoffe ist die landwirtschaftliche Flächennutzung. Aus besiedelter Fläche

Suhrer See 73 

gelangen 22 % der Phosphor-Belastung in den See. Aufgrund des kleinen Einzugsgebietes ist 

der Niederschlag auf die Seefläche als Nährstoffquelle von relativ großer Bedeutung. Jeweils 

knapp ein Drittel der Phosphor- und Stickstoffeinträge gelangen aus der Luft in den See. 

Tab. 14: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Suhrer See aus verschiedenen Quellen 

Flächennutzung Fläche 

(ha) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a P) 


(kg/a PI 

Exportkoeff. 

(kg/ha a N) 


(kg/a N) 

Acker 94 0,5 47 20 1880 

Grünland 53 0,2 11 10 530 

Wald 92 0,05 5 7 644 

Siedlung 51 0,75 38 13 660 



Summe 439 100 3714 

Niederschlag 137 0,4 55 11,7 1603 


Punktquellen 

Dungeinheiten 

Abwasser 

Stück 

bzw. EW 

68 

0 

kg/a P pro 

DE bzw. EW 

0,26 

0,4 


(kg/a P) 

18 

0 

kg/a N pro 

DE bzw. EW 

0,8 

2,2 


(kg/a N) 

Summe 18 54 

54 

0 


Summe (kg/a) 



(kg/a ha Landfläche) 

(ohne Niederschlag auf die Seefläche) 

173 

0,13 

5371 

0,40 12,5 

4 




PE = 

L * Tw 

z(1+ FF; ) 

PE 

L : 0,13 

Tw : 8,2 

z : 8,3 


= jährliche Phosphor-Belastung pro Seefläche (g/a m 2 ) 



0,13* 8,2 = 

PE = 

0,03 mg / I P 

8,3 (1+2,9)


Die nach VOLLENWEIDER zu erwartende Phosphor-Konzentration im See liegt mit 0,03 mg/I P 

über dem tatsächlichen Wert von 0,02 mg/I P. Wahrscheinlich wird besonders im Bereich des 

Waldes am Ostufer des Sees ein Teil der aus den angrenzenden Ackerflächen ausgetragenen 

Stoffe zurückgehalten. 

Bewertung 

Der Suhrer See hat aufgrund seines kleinen Einzugsgebietes gute Voraussetzungen für einen 

nährstoffarmen, mesotrophen Zustand. 

Tatsächlich zeigt der See typische Merkmale eines schwach mesotrophen Sees (siehe auch 

Abb. 5) und ist damit eine schützenswerte Besonderheit des Landes: Die Nährstoffkonzentrationen 

und die planktische Produktion sind sehr gering. Das Wasser ist sehr klar. Im Phytoplankton 

fehlen die in vielen Seen des Landes dominierenden Blaualgen und das Zooplankton 

scheint nach seiner Artenzusammensetzung das Phytoplankton durch Wegfraß kontrollieren 

zu können. Lediglich im Tiefenwasser dieses an der tiefsten Stelle stabil geschichteten Sees 

herrscht im Sommer Sauerstoffknappheit, und die Tiergemeinschaften des Seegrundes zeichnen 

sich durch anspruchslose Arten aus. 

Die derzeitige Phosphor-Belastung des Sees von 0,13 g/a m 2 Seefläche ist nicht besonders 

hoch. 

Besonders beachtenswert ist die Ufer- und Unterwasservegetation dieses relativ kalkarmen 

Sees, die mit vielen gefährdeten, zum Teil sogar vom Aussterben bedrohten Arten als große 

Seltenheit für Schleswig-Holstein zu bewerten ist. Ihr Erhalt ist von bundesweiter Bedeutung. 

Die größte Gefährdung geht derzeit von einer möglichen Eutrophierung des Sees aus. Die Befestigung 

des Ufers im Bereich des ehemaligen Bundeswehrgeländes ist negativ zu bewerten. 

Empfehlungen 

Der Suhrer See ist in einem guten Zustand und bedarf aufgrund seiner für Schleswig-Holstein 

seltenen Nährstoffarmut und Klarheit sowie seiner Ufervegetation des Schutzes. Die Erhaltung 

der hochwertigen und empfindlichen Unterwasservegetation sowie des nährstoffarmen Zustands 

läßt nennenswerte Nutzungsintensivierungen und -veränderungen nicht zu. Es sollte 

daher geprüft werden, ob es sinnvoll ist, den See und seine Umgebung unter Naturschutz zu 

stellen. 

Bei Entlastungsmaßnahmen sollte vordringlich die seenahe Flächennutzung berücksichtigt 

werden, zum Beispiel eine Extensivierung der bisherigen Ackernutzung im Norden des Sees ist 

wichtig. Die Beweidung des Ufers sollte an diesem nährstoffarmen See unbedingt verhindert 

werden, da mit ihr meist ein deutlicher Nährstoffeintrag durch Fäkalien des weidenden Viehs 

einhergeht. Des weiteren ist zu prüfen, ob die Oberflächenentwässerung der anliegenden 

Siedlungsbereiche (Plön, Nieder- und Oberkleveez) einschließlich des ehemaligen Kasernengeländes 

mit vertretbarem Aufwand vom See ferngehalten werden kann. Dies könnte den 

Phosphoreintrag um jährlich gut 15 bis 30 kg und damit um 10 bis 20 % verringern. 

Die Versiegelung des Ufers im Bereich des ehemaligen Kasernengeländes sollte entfernt 

werden. Eine verstärkte Freizeitnutzung des Suhrer Sees sollte vermieden werden, um den 

Vegetationsgürtel zu schonen.

Vierer See 75 

Vierer See (Untersuchungsjahr 1994/95) 

Topographische. Karte (1 : 25.000): 

Flußsystem: 

Kreis: 

Gemeinde: 

Eigentümer: 

Pächter: 

1828/1829 

Schwentine/Ostsee 

Plön 

Bösdorf 

Land Schleswig-Holstein 

Berufsfischer 


Rechtswerte: 359368-440485 

Hochwerte: 599818-600292 

Höchster Wasserstand* (1994/1995) (m ü.NN): 21,35 

Mittlerer Wasserstand* (1994/1995) (m ü.NN): 21,10 

Niedrigster Wasserstand* (1994/1995) (m ü.NN): 20,89 



Seevolumen (m 3 ) bei 21,10 m üNN: 10.130.000 




Inseln 0,3 


1,7 


Umgebungsarealfaktor (m 2/m 2 ): 

Umgebungsvolumenfaktor (m 2/m 3 ): 

Uferentwicklung: 

Hypolimnion/Epilimnion (m 3/m 3 ): 


13,5 

1,8 

2,2 

0,2 


* Angegeben sind die Wasserstände des Großen Plöner Sees, Erklärung im Text. 

Entstehung 

Die Seebeckenform läßt darauf schließen, daß der Vierer See als eiszeitlicher Rinnensee 

entstanden ist. 


Der Vierer See (Abb. 42) liegt östlich des Großen Plöner Sees, in den er über einen kleinen 

Kanal entwässert. Sein Einzugsgebiet ist im Verhältnis zu Seefläche und -volumen relativ klein 

(Abb. 2). 

Der Vierer See ist in zwei Becken unterteilt. Das nördliche Becken erhält einen Zufluß aus 

dem flachen Heidensee, dessen Einzugsgebiet mit 7,2 km 2 mehr als ein Drittel des gesamten 

Einzugsgebietes des Vierer See ausmacht. Hinsichtlich der aus der Fläche ausgetragenen 

Stoffe findet im Heidensee eine Vorklärung statt. In das nördliche Becken münden darüber


hinaus weitere kleine Zuflüsse im Nordosten, die nasse Wiesen, Äcker und Wald entwässern. 

Das direkte Einzugsgebiet des südlichen Seebeckens ist 3,2 km' groß und entwässert diffus 

in den See. Der Seeablauf befindet sich am westlichen Ufer des südlichen Seebeckens. Dort 

wurden Abflüsse zwischen 200 und 5501/s festgestellt (Tab. 15), zum Teil jedoch auch 

Rückstau oder eine Umkehrung der Fließrichtung. Da die Wasserstände der beiden Seen 

hydrologisch eng zusammenhängen, werden als Anhaltspunkt für die Verhältnisse im Vierer 

See die Pegeldaten aus dem Großen Plöner See herangezogen (Abb. 43). Dort schwankte der 

Seewasserstand im Jahresverlauf um etwa 45 cm. 

Abb. 42: Das Einzugsgebiet des Vierer Sees 

Tab. 15: Abflußmengen (I/s) am Ablauf des Vierer Sees 

Datum 08.1 1.93 15.02.94 26.04.94 20.09.94 03.01.95 

Abfluß (I/s) 223 231 249 Rückstau 543

Vierer See 77 

Der Vierer See erstreckt sich etwa 3 km in Nord-Süd-Richtung. Seine beiden Becken sind 

durch eine Einschnürung auf rund 80 m Breite verbunden, sonst ist der See 400 bis 600 m 

breit (Abb. 44). Das nördliche Becken erreicht eine maximale Tiefe von 12 m, das südliche 

von 18 m. Außer im Nordosten fallen die Ufer unter Wasser recht steil ab. Das Volumen des 

Epilimnions ist etwa viermal so groß wie das Hypolimnion. 

21,40 

21,30 

21,20 

21,10 

immaramolikeri 

21,00 

1 

20,90 

20,80 

NOJFMAMJ JASONDJFMAIIJJ ASOND 


Abb. 43: Seewasserstände (m ü.NN) im Großen Plöner See (Erklärung im Text) 

Ufer 

Die Ufervegetation des Vierer Sees wurde im Auftrag des Landesamtes von GARNIEL (1994) 

grob erfaßt. Die folgenden Ausführungen basieren auf ihrem Bericht. 

Gut die Hälfte des Seeufers ist von einer Gehölzreihe gesäumt. Bruchwaldbestände sind nur 

noch kleinflächig in naturnahem Zustand zu finden. Ansonsten grenzen landwirtschaftliche 

Flächen sowie ein Campingplatz direkt an den See. 

Die Röhrichte sind aufgrund der Beschattung entlang des West-Ufers sowie der Steilheit der 

Ufer nur als schmale Säume ausgebildet. Die größten zusammenhängenden Schilf bestände 

sind im Nordosten des Sees anzutreffen. Am Ostufer wird die Vegetation entlang zahlreicher 

Abschnitte intensiv beweidet, was neben der vollständigen Vernichtung des Röhrichts auch 

einen beträchtlichen Fäkalieneintrag zur Folge haben kann. Auch im Bereich des ebenfalls am 

Ostufer liegenden Campingplatzes ist die Ufervegetation stark gestört. Insgesamt kann etwa 

die Hälfte der gesamten Uferlänge - in erster Linie durch Beweidung - als stark gestört eingestuft 

werden.

78 


Vierer See 

0 100 200 300 400 m 

Abb. 44: Tiefenplan des Vierer Sees

Vierer See 79 

Schwimmblattpflanzen sind nur an vor Wellenschlag geschützten Uferabschnitten wie z.B. in 

einer Bucht im Westen in größeren Beständen vor allem der Teichrose Nuphar /utea 

anzutreffen. 

Die Unterwasservegetation ist im ganzen See sehr homogen und setzt sich aus häufigen und 

belastungstoleranten Arten wie dem Kamm-Laichkraut Potamogeton pectinatus, dem Durchwachsenen 

Laichkraut Potamogeton perfoliatus und dem Spreizenden Wasserhahnenfuß 

Ranunculus circinatus zusammen. Die nach der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen 

Schleswig-Holstein (MIERWALD 1990) gefährdeten Arten Spiegelndes Laichkraut 

Potamogeton /ucens und Stachelspitziges Laichkraut Potamogeton friesii (stark gefährdet) 

bauen vermutlich nur kleinflächige Bestände auf. Nur eine Armleuchteralgenart - die Zerbrechliche 

Armleuchteralge Chara globularis - wurde gefunden. Die untere Verbreitungsgrenze der 

Unterwasservegetation im Vierer See liegt vermutlich bei etwa 2,5 m Wassertiefe. Manche 

Pflanzenarten zeigen eine für trübes Wasser typische Wuchsform mit dunkelbrauner Färbung. 

Insgesamt weist die Ufervegetation des Vierer Sees keine floristischen Besonderheiten auf 

und besitzt aus vegetationskundlicher Sicht einen mittleren Wert. 

Freiwasser 

Die Untersuchungen des Freiwassers erfolgten an der tiefsten Stelle im südlichen Becken. 

Hier war der Vierer See durch seine relativ große Tiefe im Sommer thermisch stabil 

geschichtet (Abb. 45). 

E 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

iz 12 

14 

16 

18 

20 

Sauerstoff -Sättigung (%) 

0 25 50 75 100 125 

0 5 10 15 20 25 





Im Frühjahr 1994 wurden die Hauptnährstoffe 

Phosphor und Stickstoff in mäßigen 

Konzentrationen festgestellt (0,05 mg/I P, 

2,1 mg/I N, Abb. 3). Im Sommer wurde im 

oberflächennahen Wasser eine für stabil 

geschichtete Seen typische Nährstoffverknappung 

lauf 0,036 mg/I P und 

0,7 mg/I N) und über dem Grund eine Anreicherung 

(auf 0,77 mg/I P und 4,3 mg/I N) 

beobachtet. Nahe der Wasseroberfläche 

waren die anorganischen Nährstoffanteile 

zu diesem Zeitpunkt nur in Spuren vorhanden. 

Über dem Grund stiegen die Konzentrationen 

von Phosphat und Ammonium im 

Sommer an auf 0,753 mg/I PO4-P und 

3,18 mg/I NH4-N. Anaerobe Verhältnisse 

unterhalb von 6 bis 8 m Wassertiefe im 

Sommer machen es wahrscheinlich, daß 

hier Nährstoff-Freisetzungen aus dem Sediment 

und damit interne Düngungsprozesse 

stattfanden. Silicat lag im Frühjahr unter der 

Bestimmungsgrenze (0,2 mg Silicat-Si) und 

im Sommer wieder in recht hoher Konzentration 

(1,2 mg/I Si) vor.


Das Wasser war im Frühjahr sehr gut gepuffert (Säure-Base-Kapazität 2,95 mmol/I), trotzdem 

wurden an beiden Meßtagen im oberflächennahen Wasser hohe pH-Werte (8,8 bis 9) festgestellt. 

Auch die Leitfähigkeit war mit 540 NS/cm im Frühjahr ebenso wie die Calcium- 

Konzentration mit 76 mg/I Ca überdurchschnittlich hoch. 

Eine relativ hohe Sauerstoff-Sättigung an der Wasseroberfläche von 140 % im August 1994 

weist auf eine deutliche Algenproduktion hin. Messungen im Jahr 1993 von LIETZ & NARBST 

(1993) (Abb. 46) ergaben, daß bereits kurz nach Einsetzen der thermischen Schichtung im 

Mai über dem Seegrund kaum noch Sauerstoff festzustellen war. Im Sommer war das Wasser 

unterhalb von 6 bis 8 m sauerstofffrei und enthielt Schwefelwasserstoff. Letzterer zeigt 

Fäulnisprozesse an. Im Vierer See wurde also, wie es charakteristisch für nährstoffreiche 

Gewässer ist, in der durchlichteten Zone wesentlich mehr Biomasse produziert als in der 

Wassersäule nach Absterben wieder abgebaut werden konnte. Ein sauerstofffreies Hypolimnion 

fand schon NABER (1933) im Juli 1930 im Vierer See. 

0 

l — 

2 — 

3 — 

4 — 

5 

M A . S . 0 N 0 

6 — 

7 — 

8 - 

- 9 — 

a^ 

µ- a^ 10 - 

12 11 — 

12 — 

13-. 

14 3 

15 

16 

17 — 

18 

Abb. 46: Sauerstoffkonzentration (mg/I 02) an der tiefsten Stelle des Vierer Sees von Mai 


Die Ganglinie der Sichttiefe (Abb. 47) zeigte 1994 und 1995 im Verlauf des Jahres jeweils 

Minima zwischen 1 und 2 m und damit Algenmaxima im Frühjahr sowie im Sommer beziehungsweise 

frühen Herbst an. Im Mai wurden ausgeprägte Klarwasserstadien mit Sichttiefen 

bis über 5 m festgestellt. Die festgestellten Chlorophyll a-Konzentrationen im Vierer See lagen 

zwischen 12 und 14 Ng/I Chl a und deuten auf eine mittlere Produktivität des Planktons hin.

Vierer See 81 


J FMAMJJ ASON DJFM AMJJA SOND 

0 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

1 — 

E 2 - 

22 

3 — 

s 

in 4 — 

5— 

6— 

Abb. 47: Sichttiefen (m) im Vierer See 1994 und 1995 (erhoben im Rahmen des 

Seenbeobachtungsprogrammes Kreis Plön) 

Das Plankton im See wurde im Auftrag des Landesamtes von GUNKEL 11994) untersucht. Die 


Im Frühjahr dominierten, wie für diese Jahreszeit typisch, im Phytoplankton Kieselalgen mit 

der Art Stephanodiscus hantzschii. Daneben waren in ebenfalls mittlerer Dichte die begeißelten 

und kugeligen Grünalgen Chlamydomonas spp. und Dictyosphaerium tetrachotomum sowie 

einige Cryptophyceen in geringer Dichte zu beobachten. Im Sommer waren 

Chlamydomonaden am häufigsten. Bei den kugeligen Grünalgen hatte die Artenzahl zugenommen, 

Dictyosphaerium tetrachotomum blieb aber die vorherrschende Art. Die Blaualgen 

der Gattung Microcystis waren nur wenig vertreten. 

Das Frühjahrszooplankton des Vierer Sees war arm an Arten und Individuen. Am häufigsten 

traten Geißeltiere auf, Rädertiere dagegen nur selten. Blattfußkrebse waren durch die kleine 

Form Alone/la nana vertreten, Ruderfußkrebse vor allem durch Jugendstadien. Im Sommer 

war die Artenzahl bei den Rädertieren stark gestiegen. Als häufigste Vertreter wurden 

Keratella cochlearis, gefolgt von Fi/inia longiseta, Trichocerca pusilla und Brachionus 

calyciflorus beobachtet. Die Blattfußkrebse zeigten neben weiteren Arten ein hohes Aufkommen 

der kleinen Art Bosmina /ongirostris var. cornuta. Ruderfußkrebse waren nur schwach 

vertreten, lediglich Mesocyclops /euckarti kam mit wenigen Exemplaren vor. Insgesamt ist 

also das Zooplankton des Vierer Sees durch kleine Filtrierer gekennzeichnet, die kaum das 

Wachstum des Phytoplankton begrenzen können. 

Nach Angaben des Landesamtes für Fischerei Schleswig-Holstein werden im Vierer See Aal, 

Hecht, Barsch, Brassen, Plötze und Schleie vor allem mit Kastenreusen gefangen. Der See 

wird extensiv befischt. Wahrscheinlich findet nur ein Besatz mit Aal statt.



Die tierische Besiedlung des Sedimentes im Vierer See wurde im Auftrag des Landesamtes 

von OTTO (1994) untersucht. Die folgenden Ausführungen basieren auf seinem Bericht. 

In Wassertiefen unterhalb 12 m wurden Faulschlammsedimente festgestellt. Ihr Vorhandensein 

bestätigt den unzureichenden Abbau von organischem Material in der Wassersäule. Die 

Sedimentfauna stellte sich als mäßig artenreich dar. ALSTERBERG (1925, zitiert in 

UNGEMACH 1960) fand Anfang dieses Jahrhunderts die Bodentierfauna des Vierer Sees 

quantitativ nur gering entwickelt. Das Sediment klassifizierte er, ebenso wie UNGEMACH 

(1960), als Gyttja. 

In 5 m Tiefe war 1994 die Artenvielfalt am größten, da hier viele Arten des Ufers auftraten. 

Die größte Dichte erreichten Zuckmückenlarven, vor allem Procladius sp. mit 1300 Tieren/m 2 , 

sowie Eintagsfliegen- und Fliegenlarven, Wenigborster, Muscheln und Schnecken. Hervorzuheben 

ist das Auftreten der nach der Roten Liste der in Schleswig-Holstein gefährdeten Landund 

Süßwassermollusken (WIESE 1990) stark gefährdeten Teichmuschel Anodonta cygnea. 

In 12 m Tiefe kamen nur noch vier Taxa vor, wobei die Zuckmückenlarve Chironomus 

plumosus mit 1 100 Tieren/m 2 vor Procladius sp . und der Büschelmückenlarve Chaoborus 

flavicans (je etwa 400 Tiere/m 2) sowie Wenigborstern (88 Tiere/m 2) dominierte. In der 

größten Tiefe von 18,5 m waren fast nur noch die resistenten Büschelmückenlarven in großer 

Dichte (3600 Tiere/m 2 ) zu finden. 

Die Dominanz von Büschelmückenlarven zeigt sehr ungünstige Sauerstoff-Verhältnisse im See 

an (THIENEMANN 1922). Damit befindet sich der Vierer See nach der Besiedlung seiner Sedimente 

im Übergangsbereich zwischen dem eutrophen Chironomus plumosus-See, dem er 

nach THIENEMANN (1922) zu Anfang dieses Jahrhunderts angehörte, zum polytrophen See. 


Der Vierer See und sein Einzugsgebiet liegen im Naturpark Holsteinische Schweiz, der See 

selbst darüber hinaus in dem Landschaftsschutzgebiet „Seenplatte nordöstlich von Plön". 

Der See wird durch einen Berufsfischer bewirtschaftet. 

Am Ostufer befinden sich im Bereich von Privatgrundstücken und des Campingplatzes auf 

einer Gesamtlänge von etwa 1 km Stege und Badestellen. Auf der gegenüberliegenden 

Straßenseite wird zur Zeit ein Golfplatz angelegt. Ansonsten grenzen landwirtschaftliche 

Flächen an den See. Zahlreiche Stellen insbesondere des Ostufers werden beweidet. 

Das Einzugsgebiet des Sees wird zu gut 75 % landwirtschaftlich, überwiegend als Acker, 

genutzt. Der Waldanteil liegt mit 5 % niedrig. Bebaut sind nur etwa 3 % des Einzugsgebietes. 

Die Zahl der Dungeinheiten lag mit durchschnittlich 0,33 DE/ha landwirtschaftlich genutzter 

Fläche relativ niedrig. 

Das Abwasser wird in mehreren Außenbereichen in nicht nachgerüsteten (275 EW) oder in 

mit Belebungsanlagen ausgerüsteten Kleinkläranlagen (58 EW) behandelt. Für insgesamt 

200 EW ist der Anschluß an eine zentrale Ortsentwässerung, für die restlichen 132 war eine

Vierer See 83 

Nachrüstung der Kleinkläranlagen nach DIN 4261 für 1996 geplant. Das Abwasser des seenahen 

Campingplatzes wird in Plön zentral entsorgt. 





Tab. 16: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Vierer See aus verschiedenen Quellen 

Flächennutzung Fläche 

(ha) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a P) 


(kg/a P) 

Exportkoeff. 

(kg/ha a N) 


(kg/a NI 

Acker 1212 0,5 606 20 24236 

Grünland 243 0,2 49 10 2433 

Wald 160 0,05 8 7 1119 

Siedlung 85 0,75 64 13 1105 


Campingplatz 23 0,2 5 10 230 


Summe 1922 731 29123 

Niederschlag 132 0,4 53 11,7 1544 


Punktquellen Stück 

bzw. EW 

kg/a P pro 

DE bzw. EW 


(kg/a P) 

kg/a N pro 

DE bzw. EW 


(kg/a N) 

Dungeinheiten 487 0,26 127 0,8 390 

Abwasser 58 0,3 17 3 174 

Abwasser 274 0,7 192 3,7 1014 

Summe 336 1578 


Summe (kg/a) 





1120 

0,85 

32245 

24 

0,60 17 

Die Einträge aus dem Einzugsgebiet und durch Niederschlag lagen insgesamt bei etwa 1,1 t/a 

Phosphor und 32 t/a Stickstoff. Eine wichtige Ursache (70 bis 80 %) für Einträge beider 

Stoffe ist die landwirtschaftliche Flächennutzung. Die Abwasserbeseitigung hatte zum 

Zeitpunkt der Untersuchung mit knapp 20 % einen hohen Anteil an der Phosphor-Belastung 

des Vierer Sees. Hier ist bereits eine Verbesserung durch Nachrüstung von Kleinkläranlagen 

geplant.


Phosphor 

Stickstoff 

Siedlung 6 % 

Wald 1 % 

Siedlung 4 

Wald 3 



Abwasser 4 % 

Abwasser 

19% 


Abb. 48: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Vierer See 




PE = 

L * Tw 

PE : 



Tw: 1,7 = theoretische Wasseraufenthaltszeit (a) 

z : 7,7 = mittlere Tiefe des Sees (m) 

0,85 * 1,7 

PE = 

= 0,08 mg / I P 

7,7 (1+1,3) 

Die nach VOLLENWEIDER zu erwartende Phosphor-Konzentration im See liegt mit 0,08 mg/I P 

über dem im südlichen Becken des Vierer Sees ermittelten Wert von 0,05 mg/I P. Dies läßt 

sich mit einer natürlichen Entlastung des südlichen Seebeckens von Stoffeinträgen aus dem 

Einzugsgebiet erklären: Da ein großer Teil des Einzugsgebietes in den Heidensee und / oder in 

das nördliche Becken entwässert, fungieren diese als „Vorklärbecken" für das südliche 

Becken. Hierauf deuten auch Untersuchungen von OHLE (1939) hin. Das restliche Einzugsgebiet 

entwässert diffus in das südliche Becken, was zu einem zusätzlichen Stoffrückhalt an 

Land führt.

Vierer See 85 

Bewertung 

Der Vierer See hat aufgrund seines relativ kleinen Einzugsgebietes natürliche Voraussetzungen 

für einen schwach eutrophen Zustand. Der Stoffrückhalt im Heidensee und im nördlichen 

Becken führt zu einer Entlastung des südlichen Seebeckens. 

Tatsächlich zeigt der Vierer See typische Merkmale eines eutrophen Sees (siehe auch Abb. 51 

und gehört damit zum häufigsten Seentyp des Landes: Die Nährstoffkonzentrationen und die 

planktische Produktion sind mäßig hoch. Es herrscht ein Ungleichgewicht zwischen Produktion 

und Abbau, was zu Sauerstofffreiheit im Tiefenwasser während der sommerlichen 

Schichtungsperiode führt. Dementsprechend bietet der Seegrund nur für wenig anspruchsvolle 

Tiere einen Lebensraum und befindet sich im Übergang zum überdüngten, polytrophen 

Zustand. Das Plankton ist durch Kiesel- und Grünalgen geprägt sowie durch kleine Filtrierer, 

die das Wachstum der Algen kaum regulieren können. 

Die Unterwasservegetation setzt sich aus belastungstoleranten Arten zusammen. Die Ufervegetation 

ist durch Beweidung und zum geringen Teil durch Freizeitnutzung gestört. 

Empfehlungen 

Der Vierer See zeigt eine Entwicklung von einem schwach eutrophen See hin zu einem höheren 

Trophiegrad mit einer Tendenz zur beschleunigten Seenalterung. Aufgrund seiner Tiefe hat 

er ein gutes Regenerationspotential. 

Zum Zeitpunkt der Untersuchung hatte die Abwasserbeseitung einen relativ hohen Anteil an 

der Phosphorbelastung. Wenn die geplanten Verbesserungen der Abwasserbeseitigung umgesetzt 

sind, kann sich der abwasserbürtige Eintrag in den See um jährlich 90 kg, die gesamte 

Phosphor-Eintrag um knapp 10 % verringern. Dies bedeutet eine deutliche Entlastung des 

Sees. 

Weitere Entlastungsmaßnahmen müssen die landwirtschaftliche Nutzung betreffen. Hier sollte 

vordringlich die seenahe Nutzung berücksichtigt werden, insbesondere ist eine Rücknahme 

der Beweidung des Ufers an zahlreichen Stellen wichtig. Eine Beweidung führt nicht nur zur 

Zerstörung des Röhrichtgürtels, sondern auch zu einem beträchtlichen Eintrag von Tierfäkalien. 

Eine weitere Entlastung kann durch Umwandlung der an das Westufer angrenzenden 

Ackerflächen in Grünland erreicht werden, zumindest sollte Vorsorge getragen werden, daß 

durch flächenhaften Erosionsschutz Stoffeinträge in den See minimiert werden.


Literatur 

ALLEN, H.E. & KRAMER, J.R. (1972): Nutrients in natural waters.- J. Wiley Sons, New York. 

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Anhang 

Seite 

Allgemeine Erläuterungen 90 

Biologische, physikalische und chemische Ergebnisse 




Stocksee 111 

Suhrer See 121 

Vierer See 1 28


Allgemeine Erläuterungen 

Ufer- und Unterwasservegetation 

In der Spalte „Rote Liste" werden die Gefährdungskategorien aufgeführt. Die Status-Angaben 

richten sich nach der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig-Holstein 

(MIERWALD 1990). Die Skala umfaßt die Kategorien: 

0: ausgestorben 

1: vom Aussterben bedroht 

2: stark gefährdet 

3: gefährdet 

4: potentiell gefährdet 

Da für Schleswig-Holstein weder eine aktuelle Liste der vorkommenden Armleuchteralgen 

noch eine Rote Liste vorliegen, stammen die Angaben aus der Roten Liste der Armleuchteralgen 

für Niedersachsen und Bremen (VAHLE 1990). 

Die Häufigkeit der vorkommenden Arten wird nach folgender Abstufung geschätzt: 

D: dominant 

Z: zahlreich 

W: wenige Exemplare vorhanden 

Die Angaben beziehen sich jeweils auf die jeweilige Vegetationszone und/oder auf längere 

Uferabschnitte. 

Phytoplankton 

Häufigkeitsklassen: 

Zellen/ml 

selten (s) 0 - 50 

wenig (w) 50 - 500 

mittel (mi) 500 - 5000 

häufig (h) 5000 - 50000 

massenhaft (ma) 50000 - 500000 

Zooplankton 

Häufigkeitsklassen 

Individuen/I 

selten (s) 0 - 5 

wenig (w) 5 - 25 

mittel (mi) 25 - 1 25 

häufig (h) 125 - 625 

massenhaft (ma) 625 - 3125

Anhang 91 

Physikalisch-chemische Meßdaten 

Die Kennziffern für das Wetter bedeuten: 

1: kein 

2: leichter 

3: mittlerer 

4: starker Niederschlag 

5: Schneeschmelze 

Die Kennziffern für die Färbung der filtrierten Probe werden als zweistellige Zahlen angegeben; 

die erste Ziffer entspricht der Farbstärke, die zweite dem Farbton: 

Stärke: 1: farblos 

3: sehr schwach 

5: schwach 

7: mittel 

0: sonstige 

Farbton: 1: weiß 

2: gelb 

3: orange 

4: rot 

5: violett 

6: blau 

7: grün 

8: braun 

9: schwarz 

0: sonstige 

Die Kennziffer für die Trübung gibt an: 

Stärke: 1: ohne 

3: sehr schwach (fast klar) 

5: schwach 

7: mittel 

9: stark (undurchsichtig) 

0: sonstige 

Die Kennziffern für den Geruch der Probe bedeuten: 

Stärke: 1: ohne Art: 1: Gewürze 

3: sehr schwach 2: Erde, Torf, Moder 

5: schwach 3: Jauche, Silage 

7: mittel 4: Fisch, Tran 

9: stark 5: Urin, Fäkalien 

0: sonstige 6: organische Säuren 

7: Mineralöl-Produkte 

8: Chlor 

9: Schwefelwasserstoff, Mercaptan


Die angegebenen Parameter wurden nach folgenden Methoden bestimmt: 

Parameter Einheit Methode 

Wassertemperatur °C DIN 38404-C4 

elektrische Leitfähigkeit NS/cm DIN 38404-C8 

pH-Wert - DIN 38404-05 

Sauerstoff (02) mg/I DIN 38408-G21 

Sättigungsindex (021 % DIN 38408-G23 

Säurekapazität pH 4,3 mmol/I DIN 38409-H7-1-2 

Basekapazität pH 8,2 mmol/I DIN 38409-H7-2-2 

Chlorid (CI) mg/I DIN 38405-D1-2 

Ammonium (N) mg/I CFA2', Salicylat-Methode 

Nitrat (N) mg/I CFA2', wie Nitrit nach Cd-Reduktor 

Nitrit (N) mg/I CFA2', Sulfanilamid mit 

N-1 Naphtylethyldiamindihydrochlorid 

Gesamt-Stickstoff (N) mg/I 

Phosphat (P) ring/1 CFA', mit Ammoniummolybdat 

Gesamt-Phosphor (P) mg/I 

Silicat (Si) mg/I FIA3', mit Ammoniummolybdat 

Magnesium (Mg) mg/I ICP-AES 

Calcium (Ca) mg/I ICP-AES 

Chlorophyll a Ng/I nach NUSCH (1980) 4' 

Phaeophytin Ng/I nach NUSCH (1980)" 

') oxidierender Druckaufschluß mit K 2 S 2 O 8 nach KOROLEFF (in GRASHOFF et al. 1983: 

Methods of seawater analysis.- Weinheim), weiter wie NO 3 - - bzw. PO 43- mit CFA 

2) CFA: Continuous Flow Analyzer 

3' 

FIA : Flow Injektion Analyzer 

' NUSCH, E. A. (1980): Comparison of different methods for chlorophyll and 

phaeopigment determination.- Arch. Hydrobiol. Beih. 14, 14-36.

Anhang 93 

Borgdorfer See - Ufer- und Unterwasservegetation 

Schwimmblattzone und Wasserlinsendecken 

Wissenschaftlicher Artname Deutscher Artname Rote Liste Vorkommen im See 

Lemna minor 

Kleine Wasserlinse 

Z 

Spirodela polyrhiza 

Vielwurzelige Teichlinse 

Z 

Tauchblatt-Zone 


Callitriche palustris agg. 

Callitriche platycarpa 

Elatine hydropiper 

Potamogeton pectinatus 

Zannichellia palustris 

verschied. Wassersterne (steril) 

Flachfrüchtiger Wasserstern 

Wasserpfeffer-Tännel 

Kamm-Laichkraut 

Teichfaden 

2 

Z 

Z 

W 

Z 

Z 

Röhrichte, Großseggenrieder und Bruchwälder 


A/isma plantago-aquatica 

Anus glutinosa 

Berula erecta 

Betula pendula 

Calamagrostis canescens 

Carex acutiformis 

Carex elongata 

Carex rostrata 

Eleocharis palustris 

Epilobium hirsutum 

Eupatorium cannabinum 

Equisetum palustre 

Filipendula ulmaria 

Frangula alnus 

Glyceria fluitans 

Glyceria maxima 

Iris pseudacorus 

Juncus effusus 

Juncus inflexus 

Lysimachia thyrsiflora 

Lysimachia vulgaris 

Mentha aquatica agg. 

Pha/aris arundinacea 

Phragmites australis 

Rumex hydrolapathum 

Salix cinerea 

Salix alba 

Salix caprea 

Salix x multinervis 

Salix pentandra 

Salix triandra 

Salix viminalis 

Gemeiner Froschlöffel 

Schwarz-Erle 

Schmalblättriger Merk 

Hänge-Birke 

Sumpf-Reitgras 

Sumpf-Segge 

Langährige Segge 

Schnabel-Segge 

Sumpf-Simse 

Behaartes Weidenröschen 

Gemeiner Wasserdost 

Sumpf-Schachtelhalm 

Echtes Mädesüß 

Faulbaum 

Flutender Schwaden 

Wasser-Schwaden 

Wasser-Schwertlilie 

Flatter-Binse 

Graugrüne Binse 

Strauß-Gilbweiderich 

Gemeiner Gilbweiderich 

Wasser-Minze 

Rohr-Glanzgras 

Schilf 

Fluß -Ampfer 

Grau-Weide 

Silber-Weide 

Sal-Weide 

Vielnervige Weide 

Lorbeer-Weide 

Mandel-Weide 

Korb-Weide 

3 

Z 

Z 

Z 

W 

Z 

Z 

W 

W 

W 

Z 

Z 

Z 

Z 

W 

Z 

Z 

W 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

D 

W 

Z 

W 

W 

Z 

Z 

W 

W



Salix spec. 

Weide 

Solanum dulcamara Bittersüßer Nachtschatten Z 

Sparganium erectum Ästiger Igelkolben Z 

Typha angustifolia Schmalblättriger Rohrkolben Z 

Typha /atifo/ia Breitblättriger Rohrkolben W 

Valeriana procurrens Kriechender Baldrian Z 

Urtica dioica Große Brennessel Z

Anhang 95 

Borgdorfer See - Physikalisch-chemische Meßdaten 

Probenahmedatum 13.04.1994 30.08.1994 

Uhrzeit / MEZ bzw. MESZ 12:30 11:00 

Wetter jetzt / vor 12 h 1/1 1/1 

Windrichtung/Windrose N SW 

Windstärke Bft 4-5 3-4 

Lufttemperatur °C 9,8 16,9 

Aktueller Luftdruck hPa 1007 1026 

Sichttiefe, Secchi-Scheibe m 1,9 0,8 

Pegelstand cm - - 

Entnahmetiefe m 1 8 1 8 

Wassertemperatur Feld °C 8,2 7,5 17,9 17,5 

elektr. Leitfähigkeit 25°C pS/cm 450 450 440 440 

pH-Wert 8,7 8,66 8,84 8,52 

Färbung 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 

Säurekapazität pH4.3 mmol/I 2,25 2,23 2,32 2,22 

Basekapazität pH 8.2 mmol/I - - - 

Hydrogencarbonat, berechnet mg/I 137 136 141 135 

Chlorid mg/I 33 33 36 36 

Ammonium-N mg/I 0,07 0,073 0,156 0,236 

Nitrat-N mg/I 1,83 1,76 0,229 0,239 

Nitrit-N mg/I 0,019 0,021 0,056 0,056 

Gesamt-N mg/I 2,8 2,6 2,8 2 

Phoshat-P mg/I


Borgdorfer See - Phytoplankton 

13.4.94 30.8.94 13.4.94 30.8.94 

KI. Cyanophyceae Closterium limneticum s 

Pseudanabaena catenata 

Closterium sp. 

P. spec. 

Staurastrum sp. 

Anabaena circinalis 

A. spec. s 

Spirogyra sp. 

KI. Cryptophyceae 

i Aphanizomenon flos-aquae s Cryptomonas spp. m h 

Planktothrix agardhii mi Chroomonas acuta w w 

Limnothrix redeckei 

Aphanocapsa elachista 

Chroococcus limneticus 

Rhodomonas sp. 

kl. Monaden 

KI. Euglenophyceae 

Gomphosphaeria compacta s Trachelomonas volvocina s 

Microcystis aeruginosa s Euglena sp. s 

M. incerta s s KI. Chlorophyceae 

M. wesenbergii Ord. Volvocales 

Merismopedia tenuissima Chlamydomonas spp. w mi 

KI. Diatomeae 

Pandorina morum 

Ord.: Pennales 

Asterionella formosa 

Cymbella lanceolata 

Cymbella sp. 

s 

Eudorina elegans 

Ord. Ulotrichales 

Elakatothrix gelatinosa 

Ord. Chlorococcales 

s 

Diatoma elongatum s Aktinastrum hantzschii w 

Fragilaria crotonensis s s Ankyra judai s w 

Gyrosigma sp. s Coelastrum microporum s s 

Synedra acus s C. pseudomicroporum s 

Surirella spec. 

Crucigeniella rectangularis 

Tabellaria fenestrata 

Dictyosphaerium ehrenbergianum 

Tabellaria flocculosa s Dictyosphaerium tetrachotomum s 

Nitzschia sigmoidea s Didymocystis planctonica s 

Nitzschia sp. 

Ord.: Centrales 

s Golenkinia radiata 

Monoraphidium contortum 

s 

s 

Rhizosolenia longiseta 

M. minutum 

Stephanodiscus astraea 

St. hantzschii 

St. spp. 

Melosira ambigua 

w 

mi 

M. setiforme 

Nephrocytium agardhianum 

Oocystis lacustris 

Oocystis marssonii 

s 

M. granulata s s Oocystis parva s 

M. spp. Pediastrum boryanum w s 

KI. Dinophyceae P. duplex s s 

Ceratium hirundinella 

s P. tetras 

s 

Peridinium cinctum 

Polyedriopsis spinulosa 

s 

Peridinium sp. 

Scenedesmus abundans 

s 

Glenodinium sp. 

KI. Chrysophyceae 

s Sc. acuminatus 

Sc. alternans 

m i s 

s 

Chrysosphaerella longisp. 

Dinobryon divergens 

Dinobryon sertularia 

s 

Sc. disciformis 

Sc. dispar 

Sc. ecornis 

s 

s 

s 

Mallomonas sp. w s Sc. quadricauda m i w 

KI. Conjugatophyceae 

Cosmarium sp. 

Sc. spp. 

Sphaerocystis schroeteri 

m i w 

s 

Closterium aciculare 

Tetrastrum staurogeniaeforme s 

Closterium gracile s T. minimum s 

s 

s 

s

Anhang 97 

Borgdorfer See - Zooplankton 

Ciliata 

Ciliata spp. 

Tintinnidinium sp. 

Tintinnopsis sp. 

Vorticella sp. 

Thecamoeba 

Arcella sp. 

Difflugia sp. 

Rotatoria 

Asplanchna priodonta 

Brachionus angularis 

Br. calyciflorus 

Br. urceolaris 

Cephalodella gibba 

Conochilus unicornis 

Filinia longiseta 

Gastropus stylifer 

Kellikottia longispina 

13.4.94 30.8.94 

Keratella cochlearis mi mi 

K. cochl. fa. tecta h 

K. quadrata mi 

Lecane bulla 

Lepadella ovalis 

Notholca sp. 

Pleosoma cf hudsoni 

Polyarthra dolichoptera h w 

Pompholyx sulcata 

mi 

Synchaeta pectinata 

Trichocerca elongata 

Tr. pusilla 

Tr. similis 

s 

w 

h 

s 

Phyllopoda 

Alona affinis 

Alonella nana 

Bosmina coregoni 

B. longirostris 

B. long. var cornuta 

Ceriodaphnia pulchella 

C. quadrangula 

Chydorus sphaericus 

13.4.94 30.8.94 

Daphnia cucullata 

D. longispina w w 

D. pulex 

Diaphanosoma brachyurum 

Eubosmina coregoni 

Eu. longirostris 

Sida cris tallina 

Leptodora kindtii 

Calanoide Copepoda 

Nauplien s s 

Copepodite s s 

Eudiaptomus gracilis s s 

Eudiaptomus graciloides 

Cyclopoide Copepoda 

Nauplien w mi 

Copepodite s mi 

Cyclops abyssorum 

C. kolensis w 

C. strenuus w 

C. vicinus 

Diacyclops bicuspidatus 

Megacyclops viridis 

Mesocyclops leuckarti 

Thermocyclops crassus 

Th. oithinoides 

s 

s 

Harpacticoidae 

Canthocamptus staphylinus 

Sonstige 

Acari 

Bivalvia 

Chaoboruslarven 

Nematoda 

Ostracoda


Borgdorfer See - Zoobenthon 

13.04.1994 4m 6m 9m 

Tiere / Greifer Tiere/m 2 Tiere / Greifer Tiere/m 2 Tiere / Greifer Tiere/m 2 

I I II Mittel I I 

II Mittel I I II Mittel 

Oligochaeta 122 85 4595 36 73 2420 

Diptera 

Chironomidae 

Tanypodinae 

Procladius sp. 16 5 466 6 133 2 44 

Chironominae 

Chironomus plumosus-typ 19 15 755 5 14 422 7 155 

Glyptotendipes sp. 4 1 111 

Polypedilum cf. nebuculosum 2 44 

Ceratopogonidae 1 22 0 1 22

Anhang 99 

Großer Pönitzer See - Ufer- und Unterwasservegetation 

Armleuchteralgen-Zone 


Chara globularis 

Zerbrechliche Armleuchteralge 

D* 

Nitellopsis obtusa 

Stern-Armleuchteralge 

D* 

*: jeweils für einen Uferabschnitt 



Nuphar lutea 

Nymphaea alba 

Polygonum amphibium fnatans 

Hydrocharis morsus-ranae 

Lemna minor 

Lemna trisulca 

Teichrose 

Seerose 

Wasser-Knöterich, Wasserform 

Froschbiß 


Untergetauchte Wasserlinse 

Z 

Z 

W 

W 

Z 

Z 

Tauchblattzone 


Ceratophyllum demersum Gemeines Hornblatt W 

Eleocharis acicularis Nadel-Sumpfsimse 3 Z 

Myriophyllum spec. Tausendblatt findet. 3 W 

Potamogeton pectinatus Kamm-Laichkraut Z 

Potamogeton pusillus Zwerg-Laichkraut 3 Z 

Ranunculus circinatus Spreizender Wasserhahnenfuß Z 


Teichfaden




Alisma plantago-aquatica 

A/nus glutinosa 


Butomus umbellatus 

Calamagrostis canescens 

Ca/tha palustris 


Carex elata 

Carex elongata 

Carex pseudocyperus 

Carex remota 

Cirsium oleraceum 




Equisetum fluviatile 



Frangula alnus 

Fraxinus excelsior 



Humulus lupulus 



Lycopus europaeus 



Lythrum salicaria 


Myosotis scorpioides 

Populus spec. 

Phalaris arundinacea 

Phragmites australis 

Prunus padus 

Ribes rubrum 

Rumex hydrolapathurr 

Salix cinerea 

Salix caprea 



Salix triandra 


Salix spec. 

Schoenoplectus lacustris 

Scirpus sylvaticus 

Solanum dutcamara 

Sparganium erectum 

Stachys palustris 

Typha angustifolia 

Typha tatifolia 

Urtica dioica 

Viburnum opulus 


Schwarz-Erle 

Hänge-Birke 

Schwanen-Blume 

Sumpf-Reitgras 

Sumpf-Dotterblume 

Sumpf-Segge 

Steif-Segge 

Langährige Segge 

Scheinzyper-Segge 

Winkel-Segge 

Kohldistel 

Sumpf-Simse 



Schlamm-Schachtelhalm 



Faulbaum 

Gemeine Esche 



Gmeiner Hopfen 


Flatter-Binse 

Ufer-Wolfstrapp 



Gemeiner Blut-Weiderich 

Wasser-Minze 

Sumpf-Vergißmeinnicht 

Pappel-Hybriden 


Schilf 

Gewöhnliche Traubenkirsche 

Rote Johannisbeere 

Fluß-Ampfer 

Grau-Weide 

Sal-Weide 


Lorbeer-Weide 

Mandel-Weide 

Korb-Weide 

Weiden indet. 

Gemeine Teichsimse 

Wald-Simse 

Bittersüßer Nachtschatten 

Ästiger Igelkolben 

Sumpf-Ziest 

Schmalblättriger Rohrkolben 

Breitblättriger Rohrkolben 

Große Brennessel 

Gemeiner Schneeball 

3 

Z 

Z 

W 

W 

Z 

Z 

Z 

Z 

W 

W 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

W 

Z 

Z 

W 

Z 

Z 

W 

W 

Z 

W 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

D 

W 

Z 

W 

Z 

W 

W 

W 

W 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

W 

Z 

W

Anhang 101 

Großer Pönitzer See - Physikalisch-chemische Meßdaten 

Probenahmedatum 1 1.04.1994 18.08.1994 



Windrichtung/Windrose NO sw 





Pegelstand cm 166 141 

Entnahmetiefe m 1 10 18 1 10 18 

Wassertemperatur Feld °C 6,8 6,7 6,7 18,6 15,4 9,8 

elektr. Leitfähigkeit 25°C ,uS/cm 430 430 430 380 440 470 

pH-Wert 8,36 8,37 8,3 8,03 7,52 7,52 

Färbung 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 79 99 

Säurekapazität pH4.3 mmol/I 2,57 2,56 2,47 1,95 2,77 3,17 

Basekapazität pH 8.2 mmol/I - - - 0,15 0,25 0,29 

Hydrogencarbonat,berech. mg/I 157 156 151 119 169 193 

Chlorid mg/I 34 34 34 34 34 34 

Ammonium-N mg/I


Großer Pönitzer See - Phytoplankton 

KI. Cyanophyceae 


P. spec. 


A. spec. 

Aphanizomenon flos-aquae 

Planktothrix agardhii 




Gomphosphaeria compacta 

Microcystis aeruginosa 

M. incerta 

M. wesenbergii 

Merismopedia tenuissima 

KI. Diatomeae 




Cymbella sp. 

Diatoma elongatum 

Fragilaria crotonensis 

Gyrosigma sp. 

Synedra acus 



Tabellaria flocculosa 

Nitzschia sigmoidea 

Nitzschia sp. 





St. spp. 


M. granulata 

M. spp. 

KI. Dinophyceae 









Mallomonas sp. 


Cosmarium sp. 


Closterium gracile 

11.4.94 18.8.94 11.4.94 18.8.94 

Closterium limneticum 

s Closterium sp. 


s 

w 

mi 

s 

w 

s 

s 

w 

mi 

mi 

mi 

Spirogyra sp. 


Cryptomonas spp. 

Chroomonas acuta 


kl. Monaden 


Trachelomonas volvocina 

Euglena sp. 

KI. Chlorophyceae 

Ord. Volvocales 

s 

mi 

w 

w 

mi Chlamydomonas spp. s m i 


s 



Elakatothrix gelatinosa s w 


s 

Aktinastrum hantzschii 

Ankyra judai 

Coelastrum microporum 

C. pseudomicroporum 


m i 


Dictyosphaerium tetrachotomum 

Didymocystis planctonica 

Golenkinia radiata 

s 

w 


s M. minutum 

M. setiforme s 




s 

w Oocystis parva 

Pediastrum boryanum 

s 

P. duplex 

w P. tetras w 



Sc. acuminatus 

Sc. alternans 


Sc. dispar 

Sc. ecornis 

Sc. quadricauda 

Sc. spp. 


s 

w Tetrastrum staurogeniaeforme w 

T. minimum 

Bemerkungen: Pilzsporen 

s

Anhang 103 

Großer Pönitzer See - Zooplankton 

Ciliata 

Ciliata spp. 


1 1.4.94 18.8.94 

Tintinnopsis sp. s s 


Thecamoeba 

Arcella sp. 

Difflugia sp. 

Rotatoria 






Conochilus unicornis s w 



Keiikottia longispina 

Keratella cochlearis w mi 

K. cochl. fa. tecta s s 

K. quadrata s 

Lecane bulla 


Notholca sp. 


Polyarthra dolichoptera 




Tr. pusilla 

Tr. similis 

s 

mi 

s 

s 

s 

w 

w 

Phyllopoda 

Alona affinis 

Alonella nana 








D. longispina 

D. pulex 




Sida cris tallina 



11.4.94 18.8.94 

Nauplien w s 

Copepodite s w 

Eudiaptomus gracilis w w 



Nauplien 

Copepodite w s 


w 

C. kolensis 

C. strenuus s 

C. vicinus 






w 

s 

s 

w 

w 

s 

s 

w 



Sonstige 

Acari 

Bivalvia 


Nematoda 

Ostracoda 

s


Großer Pönitzer See - Zoobenthon 

11.04.1994 5 m 10 m 19 m 


I I II Mittel I 1 II Mittel I I II Mittel 

Mollusca 

Gastropoda 

Bithynia tentaculata 2 44 

Potamopyrgus antipodarum 1 22 

Radix ovata 1 22 

Valvata piscinalis 7 3 222 

Bivalvia 

Dreissena polymorpha 1 22 

Pisidium sp. 6 3 200 

Oligochaeta 25 27 1154 119 141 5772 3 5 178 

Isopoda 

Asellus aquaticus 1 1 44 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 5 10 333 

Caenis luctuosa 3 3 133 

Diptera 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 2 2 89 1 7 178 5 3 178 

Chironomidae 

Tanypodinae 

Procladius sp. 4 3 155 8 13 466 

Tanypus cf. punctipennis 5 2 155 

Chironominae 

Chironomus plumosus-typ 44 56 2220 54 35 1976 

Cladotanytarsus sp. 2 44 

Cryptochironomus sp. 3 67 

Glyptotendipes sp. 1 22 2 44 


Tanytarsus sp. 6 17 511 

Ceratopogonidae 1 1 44 1 22

Anhang 105 

Grebiner See - Ufer- und Unterwasservegetation 



Chara aspera 


Chara vulgaris 

Nitellopsis obtusa 

Rauhe Armleuchteralge 


Gemeine Armleuchteralge 

Stern-Armleuchteralge 

1 

1 

W 

Z 

Z 

D 

Schwimmblatt-Zone und Wasserlinsendecken 


Nuphar lutea 

Nymphaea alba 

Nymphaea spec. (gepflanzt) 

Polygonum amphibium f. nat. 

Lemna minor 


Teichrose 

Seerose 

verschied. Zierseerosen 

Wasser-Knöterich 



Z 

W 

W 

W 

W 

W 

Tauchblatt-Zone 



Elodea canadensis Kanadische Wasserpest W 

Potamogeton crispus Krauses Laichkraut W 

Potamogeton friesii Stachelspitziges Laichkraut 2 W 

Potamogeton lucens Spiegelndes Laichkraut 3 Z 

Potamogeton perfoliatus Durchwachsenes Laichkraut D 




Zannichellia palustris Teichfaden Z


Röhrichte und Großseggenrieder 


Acorus calamus 

Alisma plantago-aquatica 

Alnus glutinosa 


Butomus umbellatus 


Carex pseudocyperus 

Carex remota 

Cirsium arvense 




Equisetum fluviatile 



Fraxinus excelsior 





Lycopus europaeus 




Populus spec. 

Phalaris arundinacea 

Phragmites austra/is 

Prunus padus 

Salix cinerea 

Salix alba 




Salix spec. 


Solanum dulcamara 



Typha latifolia 

Urtica dioica 

Kalmus 


Schwarz-Erle 

Hänge-Birke 

Schwanen-Blume 

Sumpf-Segge 

Scheinzyper-Segge 

Winkel-Segge 

Ackerkratzdistel 

Gemeine Sumpf-Simse 



Schlamm-Schachtelhalm 



Gemeine Esche 




Flatter-Binse 

Ufer Wolfstrapp 



Wasser-Minze 

Pappel-Hybride 


Schilf 

Gewöhnliche Traubenkirsche 

Grau-Weide 

Silber-Weide 


Lorbeer-Weide 

Korb-Weide 

Weiden indet. 







3 

Z 

W 

D 

W 

Z 

Z 

W 

W 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

Z 

W 

Z 

W 

W 

W 

W 

Z 

Z 

Z 

Z 

W 

Z 

D 

W 

Z 

W 

W 

Z 

W 

W 

Z 

Z 

Z 

Z 

W 

Z

Anhang 107 

Grebiner See - Physikalisch-chemische Meßdaten 




Windrichtung/Windrose NO SO 







Wassertemperatur Feld °C 6,2 6 5,6 19,3 7,5 6,4 

elektr. Leitfähigkeit 25°C pS/cm 360 360 360 271 400 410 

pH-Wert 8,76 8,75 8,52 8,86 7,61 7,37 

Färbung 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 99 


Basekapazität pH 8.2 mmol/I - - - - 0,23 0,21 


Chlorid mg/I 27 27 27 27 26 27 

Ammonium-N mg/I 0,057 0,062 0,256 0,022 1,08 2,44 

Nitrat-N mg/I 1,13 1,14 1,11


Grebiner See - Phytoplankton 



P. spec. 


12.4.94 24.8.94 12.4.94 24.8.94 

s 




Spirogyra sp. 

A. spec. KI. Cryptophyceae 

Aphanizomenon flos-aquae Cryptomonas spp. w w 

Planktothrix agardhii Chroomonas acuta w s 






M. incerta 


kl. Monaden 



Euglena sp. 


mi 

m i 



Chlamydomonas spp. 

mi w 

KI. Diatomeae 


s 

Ord.: Pennales Eudorina elegans s mi 



Cymbella sp. 



Gyrosigma sp. 

Synedra acus 





Nitzschia sp. 




St. spp. 


M. granulata 

M. spp. 












w s Ord. Ulotrichales 



s 


Ankyra judai 


s 








M. minutum 

M. setiforme 

s 

s 

w 

w 

w 

s 

w 

mi 

i St. hantzschii m Nephrocytium agardhianum s 



s 

s Oocystis parva 


s 

P. duplex 

s 

s P. tetras 

s Polyedriopsis spinulosa 

s 



Sc. alternans 


Sc. dispar 

Sc. ecornis 


Sc. spp. 

Cosmarium sp. s Sphaerocystis schroeteri m i 


Tetrastrum staurogeniaeforme 


T. minimum 

s 

s 

s 

mi 

h 

Bemerkungen: 

Detritus

Anhang 109 

Grebiner See - Zooplankton 

Ciliata 

Ciliata spp. 


12.4.94 24.8.94 

Tintinnopsis sp. s s 


Thecamoeba 

Arcella sp. 

Difflugia sp. 

Rotatoria 










Keratella cochlearis mi w 

K. cochl. fa. tecta w 

K. quadrata w s 

Lecane bulla 


Notholca sp. 


Polyarthra dolichoptera mi s 

Pompholyx sulcata s w 



Tr. pusilla 

Tr. similis 

s 

s 

w 

s 

s 

s 

s 

s 

Phyllopoda 

Alona affinis 

Alonella nana 





12.4.94 24.8.94 

C. quadrangula s 


Daphnia cucullata s s 

D. longispina w 

0. pulex 




Sida cristallina 



Nauplien w s 

Copepodite s w 

Eudiaptomus gracilis s w 



Nauplien w w 

Copepodite w s 


C. kolensis 

C. strenuus s 

C. vicinus s 






s 



Sonstige 

Acari 

Bivalvia 


Nematoda 

Ostracoda 

s


Grebiner See - Zoobenthon 

12.04.1994 5 m 11 m 25 m 

Mollusca 

Gastropoda 

Bithynia tentaculata 6 3 200 

Potamopyrgus antipodarum 6 2 178 

Theodoxus fluviatilis 2 2 89 

Valvata piscinalis 11 8 422 


I I II Mittel I I 


Bivalvia 

Anodonta anatina 4 89 

Dreissena polymorpha 6 6 266 

Oligochaeta 21 11 710 3 1 89 1 2 67 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 4 89 

Trichoptera 

Cyrnus flavidus 1 22 

Diptera 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 1 22 4 4 178 172 27 4418 

Chironomidae 

Tanypodinae 

Ablabesmyia sp. 1 22 

Procladius sp. 5 2 155 

Chironominae 

Cladopelma cf. virescens 1 22 


Demicryptochironomus cf. 2 44 

vulneratus 

Dicrotendipes sp. 1 1 44 

Microtendipes cf. pedellus 1 2 67 

Polypedilum cf. nebuculosum 5 5 222 

Pseudochironomus prasinatus 1 22 


Ceratopogonidae 1 1 44

Anhang 111 

Stocksee - Ufer- und Unterwasservegetation 





Z 

Chara vulgaris var. vulgaris Gemeine Armleuchteralge 

Z 



Nuphar lutea 

Nymphaea alba 

Nymphaea spec. (gepflanzt) 

Z 

W 

Polygonum amphibium f. natans 

Lemna minor 


Teichrose 

Seerose 

verschied. Zierseerosen 

Wasser - Knöterich 



W 

Z 

Z 

Z 



Ceratophyllum demersum Gemeines Hornblatt Z 

Myriophyllum spicatum Ähren-Tausendblatt 3 Z 

Potamogeton berchtoldii Berchtolds Laichkraut 3 Z 

Potamogeton crispus Krauses Laichkraut Z 

Potamogeton filiformis Faden-Laichkraut 1 W 

Potamogeton friesii Stachelspitziges Laichkraut 2 Z 

Potamogeton x angustifolius Schmalblättriges Laichkraut 0 W 

Potamogeton lucens Spiegelndes Laichkraut 3 Z 

Potamogeton obtusifolius Stumpfblättriges Laichkraut 2 W 



Potamogeton pusillus i.e.S. Zwerg-Laichkraut 3 Z 



Teichfaden




Alisma plantago-aquatica Gemeiner Froschlöffel W 

Alnus glutinosa Schwarz-Erle D 

Angelica sylvestris Wald-Engelwurz Z 

Berula erecta Schmalblättriger Merk Z 

Betula pendula Hänge-Birke W 

Calamagrostis canescens Sumpf-Reitgras Z 

Caltha palustris Sumpfdotterblume Z 

Cardamine amara Bitteres Schaumkraut Z 

Carex acutiformis Sumpf-Segge Z 

Carex disticha Zweizeilige Segge W 

Carex elata Steif-Segge W 

Carex elongata Langährige Segge W 

Carex pseudocyperus Scheinzyper-Segge W 

Carex remota Winkel-Segge W 

Carex vesicaria Blasen-Segge W 

Cirsium oleraceum Kohldistel Z 

Crepis paludosa Sumpf-Pippau Z 

Eleocharis palustris Gemeine Sumpf-Simse Z 

Epilobium hirsutum Beharrtes Weidenröschen Z 

Eupatorium cannabinum Gemeiner Wasserdost Z 

Equisetum f/uviatile Schlamm-Schachtelhalm W 

Equisetum palustre Sumpf-Schachtelhalm Z 

Filipendula ulmaria Echtes Mädesüß Z 

Frangula alnus Faulbaum W 

Fraxinus excelsior Gemeine Esche Z 

Glyceria fluitans Flutender Schwaden W 

Glyceria maxima Wasser-Schwaden W 

Iris pseudacorus Wasser-Schwertlilie W 

Juncus effusus Flatter-Binse Z 

Lycopus europaeus Sumpf-Wolfstrapp Z 

Lysimachia thyrsiflora Strauß-Gilbweiderich 3 Z 

Lysimachia vulgaris Gemeiner Gilbweiderich Z 

Lythrum salicaria Gemeiner Blutweiderich W 

Mentha aquatica agg. Wasser-Minze Z 

Populus spec. Pappel-Hybriden Z 

Pha/aris arundinacea Rohr-Glanzgras Z 

Phragmites australis Schilf Z 

Primula elatior Wald-Primel Z 

Salix cinerea Grau-Weide Z 

Salix alba Silber-Weide W 

Salix caprea Sal-Weide W 

Salix x multinervis Vielnervige Weide Z 

Salix pentandra Lorbeer-Weide Z 

Salix triandra Mandel-Weide Z 

Salix viminalis Korb-Weide Z 

Salix spec. Weide indet. Z 

Schoenoplectus lacustris Gemeine Teichsimse Z 

Sparganium erectum Ästiger Igelkolben W 

Stachys palustris Sumpf-Ziest Z 

Thelypteris palustris Sumpf-Farn 3 W 


Typha latifolia Breitblättriger Rohrkolben W 

Urtica dioica Große Brennessel Z 

Veronica beccabunga Bachbunge Z

Anhang 113 

Stocksee - Physikalisch-chemische Meßdaten 

Südwestliches Becken 




Windrichtung/Windrose S so 





Pegelstand cm - 



elektr. Leitfähigkeit 25°C NS/cm 390 390 390 370 410 410 

pH-Wert 8,36 8,36 8,36 8,22 7,49 7,45 

Färbung 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 79 

Säurekapazität pH4.3 mmoI/I 2,29 2,16 2,16 1,78 2,3 2,45 

Basekapazität pH 8.2 mmol/I - - - - 0,29 


Chlorid mg/I 29 29 29 29 29 29 

Ammonium-N mg/I 0,015 0,018 0,021 0,018 0,06 0,698 

Nitrat-N mg/I 0,422 0,43 0,402


Nordöstliches Becken 




Windrichtung/Windrose S SO 





Pegelstand cm - 


Wassertemperatur Feld °C 4,6 4,3 4,3 19 9,4 6,1 


pH-Wert 8,38 8,38 8,38 8,25 7,45 7,34 

Färbung 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 99 

Säurekapazität pH4.3 mmol/I - 2,29 2,13 1,75 2,34 2,75 


Hydrogencarbonat,berech. mg/I - 140 130 107 143 168 

Chlorid mg/I 29 29 29 29 29 29 

Ammonium-N mg/I 0,018 0,023 0,02 0,027 0,03 1,78 

Nitrat-N mg/I 0,404 0,405 0,435

Anhang 115 

Stocksee - Phytoplankton 

Stocksee 



P. spec. 


A. spec. 






Südwest 

30.3.94 17.8.94 

s 

Nordost 

30.3.94 22.8.94 


Microcystis aeruginosa s s 

M. incerta s s 

M. wesenbergii 


KI. Diatomeae 




Cymbella sp. 

mi 

s 

s 

s 

s 

s mi s 

Diatoma elongatum s s 

Fragilaria crotonensis s w s s 

Gyrosigma sp. 

Synedra acus s s 





Nitzschia sp. s s 




s 

St. hantzschii w w 

St. spp. 


M. granulata s 

M. spp. s s 












Cosmarium sp. 


s 

s 

s 

s 

w 

s 

s 

s


Stocksee 

Südwest 

30.3.94 17.8.94 

Nordost 

30.3.94 22.8.94 


s 



s 

Staurastrum sp. s s s 

Spirogyra sp. 


Cryptomonas spp. w s w w 

Chroomonas acuta w w w w 


kl. Monaden 



Euglena sp. s s s 


Ord. Volvocales 



w h mi mi 

w 

Eudorina elegans s w 



s 

Ord.Chlorococcales 


s 

Ankyra judai w s 






Didymocystis planctonica s s 



M. minutum 

M. setiforme w s 




w 

Oocystis parva 


s 

s 

P. duplex 

s 

P. tetras 




Sc. alternans 


Sc. dispar 

Sc. ecornis 


Sc. spp. 



T. minimum 

s 

s 

s 

s

Anhang 117 

Stocksee - Zooplankton 

Stocksee 

Ciliata 

Ciliata spp. 




Südwest 

30.3.94 1 7.8.94 

Nordost 

30.3.94 22.8.94 

s 

w 

s w s 

mi 

Thecamoeba 

Arcella sp. 

Difflugia sp. 

s 

s 

Rotatoria 





s 


Conochilus unicornis mi s w 


Gastropus stylifer s s 

Kellikottia longispina s s 

Keratella cochlearis s mi w 

K. cochl. fa. tecta s s 

K. quadrata s s 

Lecane bulla 


Notholca sp. 


Polyarthra dolichoptera mi s w 




Tr. pusilla 

s 

Tr. similis s s 

s 

Phyllopoda 

Alona affinis 

Alonella nana 





s 




D. longispina 

D. pulex 

s 

s 

s 

w


Stocksee 

Südwest 

30.3.94 17.8.94 

Nordost 

30.3.94 22.8.94 

Diaphanosoma brachyurum s w 

Eubosmina coregoni s s 




w 

s 


Nauplien s s s s 

Copepodite s s s s 

Eudiaptomus gracilis s w s s 



Nauplien s s w w 

Copepodite s s s w 


C. kolensis s 

C. strenuus 

C. vicinus 

s 

s 

s 



Mesocyclops leuckarti mi mi 





Sonstige 

Acari 

Bivalvia 


Nematoda 

Ostracoda

Anhang 119 

Stocksee - Zoobenthon 

Stocksee Südwest 30.3.94 

Mollusca 

Gastropoda 

Acroloxus lacustris 2 44 

Bithynia tentaculata 2 44 


Theodoxus fluviatilis 1 1 44 

Valvata piscinalis 3 67 

5 m 15m 30m 


I I II Mittel I 

I 


Bivalvia 


Pisidium sp. 3 67 

Unio tumidus 1 22 

Oligochaeta 10 222 13 3 355 2 1 67 

Isopoda 


Ephemeroptera 

Caenis horaria 9 6 333 

Caenis luctuosa 1 6 155 

Trichoptera 

Cyrnus flavidus 1 1 44 

Cyrnus trimaculatus 3 67 

Limnephilus lunatus 2 44 

Molanna angustata 4 2 133 

Mystacides nigra 1 22 

Oecetis testacea 1 22 

Diptera 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 1 1 44 11 17 622 

Chironomidae 

Tanypodinae 

Guttipelopia sp. 2 44 

Procladius sp. 1 22 

Chironominae 

Chironomus plumosus-typ 1 22 7 7 311 

Cladotanytarsus sp. 1 22 


Glyptotendipes sp. 1 22


5m 15m 30m 



Stictochironomus sp. 6 5 244 


Ceratopogonidae 3 2 111 

Stocksee Nordost 30.3.94 

Mollusca 

Gastropoda 

Acroloxus lacustris 1 22 

5m 15m 25m 


I I II Mittel I 

I II Mittel I I 

II Mittel 

Potamopyrgus antipodarum 2 44 

Valvata piscinalis 1 22 

Oligochaeta 2 44 4 3 155 8 3 244 

Isopoda 


Amphipoda 

Gammarus pulex 2 44 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 2 44 

Caenis sp. 6 5 244 

Centroptilum luteolum 1 22 

Leptophlebia marginata 1 2 67 

Trichoptera 

Cyrnus flavidus 1 1 44 

Diptera 

Chaoboridae 


Chironomidae 

Chironominae 

Endochironomus cf. 

2 44 

albipennis 

Microtendipes cf. pedellus 1 22 



Ceratopogonidae

Anhang 121 

Suhrer See - Ufer- und Unterwasservegetation 



Chara aspera Rauhe Armleuchteralge 1 D 

Chara globularis var. globularis Zerbrechliche Armleuchteralge D 

Chara globularis var. virgata Zerbrechliche Armleuchteralge D 

Chara tomentosa Geweih-Armleuchteralge 0 Z 

Chara vulgaris var. vulgaris Gemeine Armleuchteralge D 

Chara vulgaris var. contraria Gegensätzliche Armleuchteralge D 

Nitella flexilis Biegsame Glanzleuchteralge 3 Z 

Nitellopsis obtusa Stern-Armleuchteralge 1 D 



Nuphar lutea 

Nymphaea alba 


Lemna minor 

Lemna trisu/ca 

Teichrose 

Seerose 

Wasser -Knöterich 


Untergetauchte Wasserlinse 

Z 

Z 

Z 

W 

Z 



Callitriche hermaphroditica Herbst-Wasserstern 2 Z 

Ceratophyl/um demersum Gemeines Hornblatt W 


Elodea canadensis Kanadische Wasserpest D 

Myriophyllum spicatum Ähren-Tausendblatt 3 D 

Najas marina Großes Nixenkraut 1 D 

Potamogeton x angustifolius Schmalblättriges Laichkraut 0 Z 

Potamogeton crispus Krauses Laichkraut W 

Potamogeton filiformis Faden-Laichkraut 1 D 

Potamogeton friesii Stachelspitziges Laichkraut 2 Z 

Potamogeton gramineus Gras-Laichkraut 1 D 

Potamogeton lucens Spiegelndes Laichkraut 3 D 


Potamogeton pectinatus Kamm-Laichkraut D 


Potamogeton trichoides Haarblättriges Laichkraut 3 Z 

Ranunculus circinatus Spreizender Wasserhahnenfuß D 





Alisma lanceolatum Lanzettlicher Froschlöffel 1 W 

Alisma spec. Froschlöffel indet. Z 


Betula pendula Hänge-Birke Z 

Betula pubescens Moor-Birke Z 

Calla palustris Schlangenwurz 3 W 



Carex canescens Grau-Segge W 

Carex echinata Igel-Segge W 


Carex elongata Langährige Segge Z 

Carex lasiocarpa Faden-Segge 3 W 

Carex nigra Wiesen-Segge W 

Carex paniculata Rispen-Segge W 


Carex pulicaris Floh-Segge 1 W 

Carex riparia Ufer-Segge W 

Carex rostrata Schnabel-Segge Z 

Carex vesicaria Blasen-Segge W 

Cladium mariscus Schneidried 2 Z 

Eleocharis palustris Sumpf-Simse Z 

Epilobium hirsutum Zottiges Weidenröschen Z 


Equisetum fluviatile Schlamm-Schachtelhalm Z 


Eriophorum angustifolium Schmalblättriges Wollgras W 

Eriophorum vaginatum Scheidiges Wollgras W 

Filipendula ulmaria Mädesüß Z 

Frangula alnus Faulbaum Z 

Galium palustre Sumpf-Labkraut Z 

Glyceria fluitans Flutender Schwaden Z 

Glyceria maxima Wasser-Schwaden W 

Hydrocotyle vulgaris Wassernabel Z 

Iris pseudacorus Wasser-Schwertlilie Z 


Juncus subnodulosus Stumpfblütige Binse W 

Lysimachia thyrsiflora Strauß-Gilbweiderich 3 Z 



Menyanthes trifoliata Fieber-Klee 3 W 

Molinia caerulea Pfeifengras W 

Denanthe fistulosa Röhrige Pferdesaat 3 W 

Osmunda regalis Königsfarn 3 W 

Peucedanum palustre Sumpf-Haarstrang W 

Phalaris arundinacea Rohr-Glanzgras Z 

Phragmites australis Schilf D 

Ranunculus lingua Zungen-Hahnenfuß 3 W 

Ribes nigrum Schwarze Johannisbeere Z

Anhang 123 

Röhrichte, Großseggenrieder und Bruchwälder (Fortsetzung) 


Salix cinerea 

Salix caprea 

Salix spec. 


Solanum dulcamara 


Sphagnum spec. 

Thelypteris palustris 


Typha latifolia 

Urtica dioica 

Grau-Weide 

Sal-Weide 

Weiden indet. 




Verschied. Torfmoose 

Sumpf-Farn 




3 

Z 

W 

Z 

Z 

Z 

W 

W 

Z 

Z 

W 

Z


Suhrer See - Physikalisch-chemische Meßdaten 




Windrichtung/Windrose SO NO 







Wassertemperatur Feld °C 4 4 4 19,3 14,4 7,4 

elektr. Leitfähigkeit 25°C ,uS/cm 350 350 350 310 370 380 

pH-Wert 8,41 8,38 8,38 8,51 7,65 7,41 

Färbung 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 99 

Säurekapazität pH4.3 mmol/I 2,06 2 1,98 1,5 2,53 2,53 



Chlorid mg/I 29 30 29 30 29 29 

Ammonium-N mg/I 0,021 0,015 0,107 0,013 0,014 0,989 

Nitrat-N mg/I 0,261 0,267 0,268

Anhang 125 

Suhrer See - Phytoplankton 

28.3.94 25.8.94 28.3.94 25.8.94 




P. spec. 




Spirogyra sp. 

s 

s 

A. spec. s KI. Cryptophyceae 

Aphanizomenon flos-aquae Cryptomonas spp. w w 








KI. Diatomeae 




Cymbella sp. 



Gyrosigma sp. 

Synedra acus 





kl. Monaden 



Euglena sp. 

M. incerta s s KI. Chlorophyceae 





w 



s 

s 

s 



Ankyra judai 





Tabellaria flocculosa s Dictyosphaerium tetrachotomum s 


Didymocystis pfanctonica 

Nitzschia sp. w Golenkinia radiata s 




M. minutum 



St. spp. 


M. granulata 

M. spp. 












Cosmarium sp. 



s 

s 

s 

s 

s 

s 

w 

w 

w 

w 

s 

s 

mi 

w 

M. setiforme 

s 






P. duplex s 

P. tetras 



s 


Sc. alternans 


Sc. dispar 

Sc. ecornis 


Sc. spp. 



T. minimum s 

mi 

s


Suhrer See - Zooplankton 

Ciliata 

Ciliata spp. 




Thecamoeba 

Arcella sp. 

Difflugia sp. 

Rotatoria 





28.3.94 25.8.94 28.3.94 25.8.94 

Phyllopoda 

w Alona affinis 

w 

s 

s 

s 

Alonella nana 







Daphnia cucullata s s 

D. longispina 

D. pulex 






s 




s 

s 


s 


Kellikottia longispina s s Nauplien s s 

Keratella cochlearis w mi Copepodite s s 

K. cochl. fa. tecta 

s Eudiaptomus gracilis 

w w 

K. quadrata 

s Eudiaptomus graciloides 

i 

Lecane bulla 



Notholca sp. Nauplien s w 


Copepodite 

w w 

Polyarthra dolichoptera 


m 

s 


C. kolensis 


C. strenuus 

s 


C. vicinus 

Tr. pusilla 


Tr. similis 

s Megacyclops viridis 


w 



s 

s 

w 



Sonstige 

Acari 

Bivalvia 


Nematoda 

Ostracoda

Anhang 127 

Suhrer See - Zoobenthon 

28.03.1994 5 m 16,5 m 24 m 


I I II Mittel I I II Mittel I I II Mittel 

Mollusca 

Gastropoda 

Bithynia tentaculata 5 5 222 


Theodoxus fluviatilis 1 22 

Bivalvia 


Pisidium sp. 5 111 

Oligochaeta 5 6 244 3 4 155 77 43 2664 

Isopoda 


Ephemeroptera 

Caenis horaria 30 24 1 199 

Ephemera vulgata 5 4 200 

Leptophlebia marginata 5 1 1 1 

Megaloptera 

Sialis lutaria 3 4 155 

Trichoptera 

Cyrnus flavidus 1 22 

Molanna angustata 1 22 

Mystacides nigra 2 4 133 

Diptera 

Chaoboridae 


Chironomidae 

Tanypodinae 

Procladius sp. 3 3 133 

Chironominae 

Chironomus plumosus-typ 1 4 1 1 1 1 22 

Endochironomus cf. 

12 32 977 

albipennis 



Stictochironomus sp. 1 22 

Ceratopogonidae 2 1 67


Vierer See - Ufer- und Unterwasservegetation 







Nuphar lutea 

Nymphaea alba 


Lemna minor 


Teichrose 

Seerose 

Wasser - Knöterich 



Z 

W 

W 

Z 

Z 



Ceratophyllum demersum Gemeines Hornblatt W 

Elodea canadensis Kanadische Wasserpest Z 

Potamogeton berchtoldii Berchtolds Laichkraut 3 W 

Potamogeton crispus Krauses Laichkraut Z 

Potamogeton friesii Stachelspitziges Laichkraut 2 W 

Potamogeton lucens Spiegelndes Laichkraut 3 W 






Anhang 129 



Acorus ca/amus Kalmus W 

Alisma plantago-aquatica Gemeiner Froschlöffel W 


Angelica sylvestris Wald-Engelwurz W 

Berula erecta Schmalblättriger Merk W 

Betula pendula Hänge-Birke Z 

Butomus umbellatus Schwanen-Blume W 


Caltha palustris Sumpfdotterblume W 




Carex remota Winkel-Segge W 

Cirsium oleraceum Kohldistel Z 

Eleocharis palustris Sumpf-Simse Z 

Epilobium hirsutum Behaartes Weidenröschen Z 


Equisetum fluviatile Schlamm-Schachtelhalm W 


Filipendula ulmaria Echtes Mädesüß Z 

Frangula alnus Faulbaum W 

Fraxinus excelsior Gemeine Esche Z 

Geum rivale Bach-Nelkenwurz W 

Glyceria fluitans Flutender Schwaden Z 

Glyceria maxima Wasser-Schwaden Z 

Iris pseudacorus Wasser-Schwertlilie Z 


Lychnis flos-cuculi Kuckuckslichtnelke W 

Lycopus europaeus Sumpf-Wolfstrapp Z 


Lythrum salicaria Gemeiner Blutweiderich Z 


Myosotis palustris agg. Sumpf-Vergißmeinnicht Z 

Populus spec. Pappel-Hybriden Z 

Phalaris arundinacea Rohr-Glanzgras Z 

Phragmites australis Schilf Z 

Ribes rubrum Rote Johannisbeere W 

Rumex hydro/apathum Fluß-Ampfer W 

Salix cinerea Grau-Weide Z 

Salix caprea Sal-Weide W 

Salix x multinervis Vielnervige Weide Z 

Salix pentandra Lorbeer-Weide Z 

Salix triandra Mandel-Weide W 

Salix viminalis Korb-Weide Z 

Schoenoplectus lacustris Gemeine Teichsimse Z 

Sparganium erectum Ästiger Igelkolben Z 

Stachys palustris Sumpf-Ziest Z 


Typha larifolia Breitblättriger Rohrkolben W 

Urtica dioica Große Brennessel Z 

Veronica beccabunga Bachbunge W


Vierer See - Physikalisch-chemische Meßdaten 




Windrichtung/Windrose SW SO 





Pegelstand cm - - 

Entnahmetiefe m 1 10 17,5 1 10 17,5 



pH-Wert 8,81 8,83 8,8 8,98 7,61 7,37 

Färbung 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 99 


Basekapazität pH 8.2 mmol/I - - - - 0,38 0,46 


Chlorid mg/I 54 54 54 54 52 55 

Ammonium-N mg/I 0,022 0,023 0,028 0,023 0,387 3,18 

Nitrat-N mg/I 1,48 1,49 1,49

Anhang 131 

Vierer See - Phytoplankton 

i 

29.3.94 4.8.94 29.3.94 4.8.94 





P. spec. Spirogyra sp. 



A. spec. Cryptomonas spp. 






kl. Monaden 






Euglena sp. 



M. incerta Ord. Volvocales 

M. wesenbergii Chlam ydomonas spp. mi h 



KI. Diatomeae 








Cymbella sp. 



Ankyra judai 



Gyrosigma sp. 


Synedra acus 




Tabellaria fenestrata Dictyosphaerium tetrachotomum m mi 





Nitzschia sp. 



M. minutum 


M. setiforme 



St. hantzschii mi Oocystis lacustris 

St. spp. 




M. granulata Pediastrum boryanum 

M. spp. P. duplex 


P. tetras 








Sc. alternans 




Sc. dispar 


Sc. ecornis 




Sc. spp. 

Cosmarium sp. 





T. minimum 

Closterium limneticum


Vierer See - Zooplankton 

Ciliata 

Ciliata spp. 




Thecamoeba 

Arcella sp. 

Difflugia sp. 

Rotatoria 






29.3.94 4.8.94 

Conochilus unicornis s s 

Filinia longiseta s mi 



Keratella cochlearis s h 

K. cochl. fa. tecta s 

K. quadrata s 

Lecane bu1la 


Notholca sp. 


s 

Polyarthra dolichoptera s w 




Tr. pusilla 

Tr. similis 

mi 

mi 

w 

mi 

s 

s 

mi 

Phyllopoda 

Alona affinis 

29.3.94 4.8.94 

Alonella nana s s 



B. long. var cornuta h 





D. longispina s 

D. pulex 







Nauplien s s 


Eudiaptomus gracilis s s 



Nauplien w s 



C. kolensis 

C. strenuus s 

C. vicinus 






s 

s 

w 



Sonstige 

Acari 

Bivalvia 


Nematoda 

Ostracoda 

s

Anhang 133 

Vierer See - Zoobenthon 

29.03.1994 5 m 12 m 18,5 m 

Mollusca 

Gastropoda 

Bithynia tentaculata 

Potamopyrgus antipodarum 

Valvata piscinalis 


I 1 II Mittel I I 


3 

2 

9 

67 

44 

200 

Bivalvia 

Anodonta cygnea 

1 

22 

Dreissena polymorpha 

1 

4 

1 1 1 

Pisidium sp. 

12 

266 

Sphaerium sp. 

1 

22 

Oligochaeta 

11 

21 

710 

29 

7 

799 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 

30 

666 

Diptera 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 

11 

16 

599 

12 

8 

444 

95 

69 3641 

Chironomidae 

Tanypodinae 

Procladius sp. 

Tanypus cf. punctipennis 

39 

7 

20 

7 

1310 

311 

10 

6 

355 

Chironominae 

Chironomus plumosus-typ 5 

Demicryptochironomus cf. vulneratus 

Dicrotendipes sp. 

Polypedilum cf. nebuculosum 

4 

2 

1 

1 

200 

44 

22 

22 

32 

17 

1 

1088 

22 

1 

22 

Tan ytarsus sp. 

2 

44 

Ceratopogonidae 

2 

4 

133

LISTE DER BISHER ERSCHIENENEN SEENBERICHTE 

NR. BEZEICHNUNG AUSGABE PREIS / DM 

B 1** Untersuchung des Zustands und der Benutzung 1975 3,-- 

des Bültsees 

B 2** Untersuchung über den Zustand des Westensees, 1977 10,-- 

Bossees und Ahrenssees 

B 3** Untersuchung über den Zustand des Ratzeburger 1977 10,-- 

Sees, Domsees, Küchensees 

B 4** Ihlsee 1978 1 1,-- 

B 5** Einfelder See 1979 1 1 ,-- 

B 6** Redingsdorfer See 1979 10,-- 

B 7** Blunker See 1979 1 1 ,-- 

B 8** Neversdorfer See 1980 12,-- 

B 9** Bistensee 1981 10,-- 

B 10"* Wittensee 1981 10,-- 

B 1 1 * * Langsee 1981 10,-- 

B 12*" Garrensee 1981 10,-- 

B 13*" Hemmelsdorfer See 1981 10,-- 

B 14** Mözener See 1982 12,-- 

B 15** Postsee 1982 10,-- 

B 16** Bornhöveder Seenkette 1982 20,-- 

B 17** Bothkamper See 1982 10,-- 

B 18** Dobersdorfer See 1982 12,-- 

B 19** Schwansener See 1983 12,-- 

8 20** Sankelmarker See 1983 12,-- 

B 21** Nortorfer Seenkette 1984 21,-- 

B 22** Dieksee 1984 19,-- 

B 23 Hohner See 1985 19,-- 

B 24 Bordesholmer See 1987 20,-- 

B 25*" Passader See 1988 20,-- 

B 26 Kronsee und Fuhlensee 1988 20,-- 

B 27 Südensee 1989 20,-- 

B 28 Lanker See 1989 20,-- 

B 29 Gudower See / Sarnekower See 1989 20,-- 

B 30 Schluensee 1993 20,-- 

B 31 Selenter See 1993 20,-- 

B 32 Die Seen der oberen Schwentine 1993 25,-- 

B 33 Schaalsee 1994 30,-- 

B 34 Dobersdorfer See 1995 20,-- 

B 35 Großer Segeberger See 1995 20,-- 

B 36 Die Möllner Seenkette 1995 20,-- 

B 37 Seenkurzprogramm 1991 - 1992 1995 25,-- 

B 38 Ihlsee 1996 20,-- 

B 39 Seenkurzprogramm 1993 1996 20,-- 

B 40 Lankauer See 1996 20,-- 

B 41 Seenkurzprogramm 1994 1997 20,-- 

bereits vergriffen

Seenkurzprogramm 1994 - Landwirtschaft und Umwelt - Schleswig ...

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