Endbericht Plankton Seen Süd 2013 141027 LimPlan&enviteam · Endbericht - 3 - Lim Plan & enviteam,...

Monitoring zur Indikation des trophischen Zustandes gemäß EU-WRRL in 28 Seen im Land Brandenburg

Kennziffer S3-VG-13-024/2 (Los Süd)

Endbericht

im Auftrag des

Landesamtes für Umwelt, Gesundheit und Verbraucherschutz Brandenburg

Ansprechpartner: Frau Antje Barsch

Berlin, Oktober 2014

Erstellt von und

Dr. Wolfgang Arp Bernd Koppelmeyer & Dr. Kerstin Wöbbecke

LimPlan Büro für Gewässer- und

Landschaftsökologie

LimPlan

Büro für Gewässer- und Landschaftsökologie

Endbericht - 2 - LimPlan & enviteam, Okt. 2014 Monitoring 28 Seen 2013 Brandenburg

Beteiligte Personen und Institutionen:

Auftraggeber:

Landesamt für Umwelt, Gesundheit und Verbraucherschutz Brandenburg (LUGV), Seeburger Chaussee 2, 14 476 Potsdam OT Groß-Glienicke Ansprechpartner: Herr Lutz Höhne (2013) und Antje Barsch (2014)

Auftragnehmer:

Arbeitsgemeinschaft

LimPlan (Büro für Gewässer- und Landschaftsökologie), Dr. Wolfgang Arp

enviteam Umwelt-Netzwerk Gewässer&Landschaft, Dipl.-Biol Bernd Koppelmeyer

Felduntersuchungen, Probenahme:

Dr. Wolfgang Arp (LimPlan)

Bernd Koppelmeyer & Dr. Kerstin Wöbbecke (enviteam)

Sebastian Hartwig (LimPlan)

Chemische Analysen:

PWU Potsdamer Wasser- und Umweltlabor GmbH, Potsdam

Planktonanalyse:

Dr. Wolfgang Arp (LimPlan): Lugolproben

Berechnung der Planktonindices (WRRL):

Dr. Wolfgang Arp (LimPlan): Phyto-See-Index

Bericht:

Dr. Wolfgang Arp (LimPlan)

Dr. Kerstin Wöbbecke (enviteam)

Bernd Koppelmeyer (enviteam)

Fotos Titelbild:

Links: Schermützelsee, Mai 2013 (© Arp).

Rechts: mikroskopische Aufnahme des Phytoplanktons (Tabellaria sp) im

Senftenberger See vom November 2013 (250fache Vergr.; © Arp).


1 Inhaltsverzeichnis

1 Inhaltsverzeichnis 3

1 Zusammenfassung 5

2 Einleitung und Zielsetzung 6

3 Überblick über die untersuchten Gewässer 7

4 Methodik 9

4.1 Feldmethoden 9

4.2 Labormethoden limnochemischer Parameter 9

4.3 Labormethoden der Planktonanalyse 10

4.3.1 Lugolprobe 11

4.4 Trophie-Index-Berechnung 12

4.5 Ermittlung des Phyto-Seen-Index (PSI) 12

5 Ergebnisse und Diskussion 14

5.1 Limnochemie, Trophie und Phytoplankton der einzelnen Seen 14

5.1.1 Allgemeines 14

5.1.2 Bötzsee 17

5.1.3 Drochow 20

5.1.4 Flakensee 21

5.1.5 Großer Glubigsee 23

5.1.6 Großer Seddiner See 26

5.1.7 Großer Selchower See 29

5.1.8 Großer Wünsdorfer See 31

5.1.9 Hölzerner See 33

5.1.10 Kalksee 36

5.1.11 Klein Köriser See 38

5.1.12 Krüpelsee 40

5.1.13 Motzener See 42

5.1.14 Pätzer Hintersee 45

5.1.15 Pätzer Vordersee 47

5.1.16 Schermützelsee 50

5.1.17 Schmöldesee 52

5.1.18 Schweriner See 55

5.1.19 Sellenzugsee 57

5.1.20 Senftenberger See 59


5.1.21 Stienitzsee 61

5.1.22 Stoßdorfer See 64

5.1.23 Straussee 67

5.1.24 Talsperre Spremberg 69

5.1.25 Teupitzer See 71

5.1.26 Vordersee bei Obersdorf 74

5.1.27 Wolziger See 76

5.1.28 Zeesener See 78

5.1.29 Ziestsee 81

5.2 Ergebnisse zum Phyto-Seen-Index (PSI) 84

6. Publikationen und Berichte 88

7. Verwendete Bestimmungsliteratur Phytoplankton 89

8. Tabellenverzeichnis 91

9. Abbildungsverzeichnis 92

10. Anschrift der Verfasser 94


1 Zusammenfassung

Im Jahr 2013 wurden in Brandenburg 28 Seen, davon drei Tagebaurestseen und eine Talsperre, limnologisch untersucht. Dazu wurden jeweils an sechs Terminen in etwa gleichen Zeitabständen im Zeitraum Ende Mai bis Mitte November in der Regel an der tiefsten Stelle des Sees Mischproben aus der euphotischen Zone für die limnochemische Laboranalyse entnommen und Vertikalprofile wichtiger physikalischer Parameter erhoben. An allen Probestellen wurden außerdem Teilproben für die Phytoplanktonanalyse (Lugolfixierung) entnommen.

Anhand der erhobenen Daten wurde jeder See trophisch (Trophieindex nach LAWA 1999) eingestuft. Zur Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie anhand der Qualitätskomponente Phytoplankton (Phyto-See-Index 5.1) wurden 27 von 28 Seen bewertet.

Ein Gewässer wurde als oligotroph (saurer Tagebaurestsee Drochow), elf Seen als mesotroph, neun Seen als eutroph und sieben Seen als polytroph 1 eingestuft.

Von allen Seen, ausgenommen dem Drochow (eine mikroskopische Analyse war wegen vermuteter Eisenausfällungen nicht möglich), wurden jeweils 6 Phytoplanktonproben mikroskopisch analysiert. Anhand der Ergebnisse wurde die jahreszeitliche Entwicklung grafisch und textlich (wichtige Arten) beschrieben. Gesonderte Diatomeenpräparate waren nicht Teil des Auftrags, so dass keine Arten der centrischen Diatomeen bestimmt werden konnten.

Anhand der Daten zur Biomasse und Artenzusammensetzung der Lugolproben wurde mittels des automatisierten Auswertungsprogramms PhytoSee 5.1, bereitgestellt durch die Arbeitsgruppe MISCHKE et al. (IGB Berlin), jeder der 27 Seen der Phyto-Seen-Index (PSI) berechnet. Die Einstufung der Seen anhand der Qualitätskomponente Phytoplankton ist folgende:

• Sehr guter ökologischer Zustand für acht Seen (Stoßdorfer See (eingeschränkt), Scher-mützelsee, Senftenberger See, Straussee, Vordersee, Kalksee, Seddiner See und Flakensee)

• Guter ökologischer Zustand für fünf Seen (Tsp. Spremberg, Bötzsee, Glubigsee, Pätzer Vordersee und Ziestsee).

• Mäßiger ökologischer Zustand für sechs Seen (Krüpelsee mit Krimnicksee, Motzener See, Stienitzsee, Sellenzugsee, Wolziger See und Ziestsee)

• Unbefriedigender ökologischer Zustand für sieben Seen (Schmöldesee, Pätzer Hintersee, Zeesener See, Gr. Selchower See, Hölzener See, Klein Köriser See und Teupitzer See).

• Schlechter ökologischer Zustand für einen See (Wünsdorfer See).

Jeder See wurde, wenn möglich, trophisch und planktologisch mit Daten früherer Jahre ver-glichen.


2 Einleitung und Zielsetzung

Im Rahmen der Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie aus dem Jahr 2000 (EURO-PÄISCHE UNION 2000) ist bei Seen > 50 ha die Untersuchung von Zusammensetzung, Abundanz und Biomasse des Phytoplanktons gefordert. Daneben ist die Analyse von chemischen Parametern im Wasserkörper von Wichtigkeit, um den jeweiligen See zu charakterisieren und trophisch einzuordnen.

Dies war Anlass für Untersuchungen zum Phytoplankton und zu ausgewählten chemischen Parametern an 28 Seen in Brandenburg (Los Süd) im Jahr 2013.

Die erhobenen Daten sollten grafisch und textlich kurz dargestellt und zudem für die Bewertung von Seen anhand der Qualitätskomponente Phytoplankton im Rahmen der Umset-zung der EU-Wasserrahmenrichtlinie aufbereitet werden. Es sollten dazu nach MISCHKE et al. (2008) verschiedene Metrices auf der Ebene des Taxons, verschiedener Algenklassen und des Gesamtbiovolumens berechnet werden. Jedes Gewässer sollte anhand der drei errechneten Teil-Metrices des Phytoplanktons in eine der fünf ökologischen Zustandsklassen eingestuft werden (Phyto-Seen-Index = PSI).

Zusätzlich zum Auftrag wurden für alle untersuchten Gewässer anhand der Parameter Sichttiefe, Chlorophyll und Gesamt-Phosphor die Trophieindices nach LAWA (1999) berechnet und mit Altdaten verglichen.


3 Überblick über die untersuchten Gewässer

Im Jahr 2013 wurden im südlichen Teil Brandenburgs 28 Gewässer untersucht (Daten zu den Seen Tab. 1 und 2).

Tab. 1: Kenndaten der untersuchten Seen Teil 1. Datenquellen: LUGV Brandenburg (Seename, LAWA-ID, PP-Subtyp), hydrographische Vermessungskarten (Volumen, Flächen (außer (*) = Angaben LUGV BB; (**) = eigene Berechnung)), eigene Berechnung (mittlere Tiefe (außer (*) = Angaben LUGV BB)). PP-Subtyp = Plankton-Seetyp nach MISCHKE et al 2008.

Seename LAWA_ID mittlere Tiefe (m)

Fläche (ha)

Seevolumen (hm3)

PP-Subtyp

Bötzsee 8000158279523 (*) 6,9 (*) 86,1 (**) 5,94 10.2 Drochow 80002538174221 k.A. 52,7 k.A. 13s Flakensee 800015827891 4,3 67,4 2,9 11.1 Glubigsee 8000158284167 4,6 56,2 2,7 10.1 Hölzerner See 800015828291 7,6 114 8,72 10.1 Kalksee bei Woltersdorf 8000158278879 6 83,2 5 10.2 Klein Köriser See 800015828279 4,5 157 7,07 10.2 Krüpelsee mit Krimnicksee 800015828575 2,9 224 6,4 11.2 Motzener See 800015828663 8,1 205 16,6 10.1 Pätzer Hintersee 8000158285813 (*) 1,5 (*) 220 (**) 3,3 11.2 Pätzer Vordersee 8000158285819 6,3 165 10,3 10.1 Schermützelsee 8000169622491 15,5 137 21 10.1 Schmöldesee 800015828293 4,5 105 4,68 11.1 Schweriner See 80001582849239 2,3 177 4 11.2 Seddiner See 800015849421 2,7 218 5,9 11.2 Selchower See, Gr. 80001582849259 2,9 501 14,3 11.2 Sellenzugsee 80001582873 2,2 73,5 1,6 12 Senftenberger See 800015381723 5,5 1.082 59,5 10.2k Stienitzsee 8000158278839 6,7 213 14,2 10.1 Stoßdorfer See 800015825663 3,4 79,2 2,7 11.1k Straussee 8000158278819 11,4 138 15,7 10.1 Talsperre Spremberg 800015825339 3,1 673 20,6 11.1k Teupitzer See 800015828239 3,5 477 16,6 11.1 Vordersee bei Obersdorf 8000169622839 4,3 59,7 2,5 11.1 Wolziger See 800015828493 5,8 556 32,3 10.1 Wünsdorfer See 8000158286179 4,6 168 7,62 10.1 Zeesener See 8000158285859 5,9 110 6,48 10.1 Ziestsee 8000158285541 4,3 56,5 2,42 13


Tab. 2: Kenndaten der untersuchten Seen Teil 2. Datenquellen: Landesamt für Umwelt, Gesundheit und Verbraucherschutz Brandenburg (Seename, max. Tiefe) und eigene Messungen (maximal gemessene Tiefe im Bereich der tiefsten Stelle und Koordinaten an der Probenstelle 2013)

Seename Max. Tiefe

(m)

Probestelle

max. Tiefe 2013 Zone Ostwert Nordwert

Bötzsee 14 13,5 33N 420650 5825162 Drochow 36 38,5 33N 424939 5713187 Flakensee 8 5,8 33N 415940 5809861 Glubigsee 13 12,2 33N 431723 5783033 Hölzerner See 14 13,3 33N 411457 5783135 Kalksee bei Woltersdorf 10 8,5 33N 416408 5812866 Klein Köriser See 11 9,7 33N 411104 5781901 Krüpelsee mit Krimnicksee 5 4,6 33N 410838 5794644 Motzener See 16 13,8 33N 402687 5785617 Pätzer Hintersee 3,5 2,4 33N 406628 5785225 Pätzer Vordersee 16 16,3 33N 408494 5787747 Schermützelsee 37 36 33N 436317 5825205 Schmöldesee 7 7,5 33N 414625 5785344 Schweriner See 5 4,8 33N 424476 5783644 Seddiner See 7,3 7,8 33N 365455 5793541 Selchower See, Gr. 6 4,8 33N 424729 5785909 Sellenzugsee 4,5 4,2 33N 407978 5797909 Senftenberger See 26 24 33N 432190 5707002 Stienitzsee 14 13,8 33N 420144 5817419 Stoßdorfer See 9 9,3 33N 418664 5743297 Straussee 20 19,9 33N 423844 5825705 Talsperre Spremberg 9 8,8 33N 457771 5723171 Teupitzer See 8 7,7 33N 404934 5778031 Vordersee bei Obersdorf 8 7 33N 444171 5822025 Wolziger See 13 13 33N 420153 5790908 Wünsdorfer See 11 10,6 33N 395223 5778802 Zeesener See 15 15,1 33N 408012 5791078 Ziestsee 9 9,9 33N 415097 5791434

Weitere Informationen zu den Seen finden sich in den Ergebnissen zu jedem einzelnen See in Kap. 5.1.


4 Methodik

4.1 Feldmethoden

Die Probenahme erfolgte an allen Seemessstellen vom Boot aus jeweils im Bereich der tiefs-ten Stelle. Mit den vom Landesamt für Umwelt, Gesundheit und Verbraucherschutz (LUGV) vorgegebenen Koordinaten (UTM, ETRS89) für den tiefsten Punkt im See bzw. Seebecken und einem Personal Navigator mit GPS-Empfang (eTrex der Fa. Garmin) konnten die Probestellen mit einer Genauigkeit von 5 m angefahren werden.

Im Rahmen der Wasseruntersuchungen wurden vor Ort die Sichttiefe mit einer Secchi-Scheibe gemessen sowie mit einer Multiparametersonde der Firma Hydrolab Tiefenprofile für Wassertemperatur, pH-Wert, Sauerstoffsättigung, Redox-Potential und elektrische Leitfähig-keit in adäquaten Tiefenschritten aufgenommen.

Die Wasserproben für die Laboranalyse wurden entsprechend den Vorgaben des LUGV Bran-denburg für die Probenahme in Anlehnung an die EU-Wasserrahmenrichtlinie als Mischprobe aus der euphotischen Zone hergestellt. Hierzu wurden volumengleiche Teilproben mit einem Wasserschöpfer nach Friedinger in 1-m-Schritten bis maximal zum 2,5fachen der Sichttiefe entnommen. Die so hergestellten Mischproben wurden in vorbereitete Probengefäße abgefüllt, gekühlt und dunkel aufbewahrt und umgehend in das in Brandenburg notifizierte akkreditierte Labor der PWU Potsdamer Wasser- und Umweltlabor GmbH & Co. KG nach Potsdam transportiert.

An allen Probestellen wurden Proben für die Planktonanalyse entnommen. Hierzu wurden aus der Mischprobe 100 – 250 ml, je nach dem Planktongehalt bzw. der Sichttiefe, für die quantitative Planktonanalyse abgefüllt und mit Lugolscher Lösung fixiert.

Für die Bestimmung des DIPROF-Indexes wurden an jeder Plankton-Probestelle einmalig im Sommer mit einem Sedimentbohrer nach Berggren (Plexiglas-Rohre, Innendurchmesser 7 cm, Länge 60 cm) ungestörte Sedimentkerne erbohrt. Die Bohrkerne wurden mittels eines Stempels herausgedrückt bis die Sedimentoberfläche an der Rohroberkante anstand und mit einem Edelstahllöffel der oberste Zentimeter des Weichsediments aus dem Kernzentrum (ca. 10 - 20 ml) in einen PE-Gefrierbeutel abgefüllt. Der oberste Zentimeter integriert in etwa die Diatomeen der letzten 3 (2 bis 6) Jahre (NIXDORF et al. 2008). Der verschweißte Gefrierbeutel wurde mit beigelegtem Probenetikett in einem zweiten PE-Gefrierbeutel eingeschweißt und tiefgefroren bis zur Analyse aufbewahrt.

4.2 Labormethoden limnochemischer Parameter

Die limnochemischen Laboranalysen der Wasserproben wurden in dem in Brandenburg noti-fizierten, akkreditierten Labor der PWU Potsdamer Wasser- und Umweltlabor GmbH & Co. KG nach an das Probengut und die Fragestellung angepassten geltenden Normen und Analy-senvorschriften sowie weiteren Vorgaben des Auftraggebers hinsichtlich der Gesamt-Phosphor-Analyse durchgeführt (Tab. 3).


Tab. 3: Labormethoden Angaben der PWU Potsdamer Wasser- und Umweltlabor GmbH & Co. KG

Analysen-parameter

Verfahren Beschreibung Einheit BG

Gesamt-P DIN EN ISO 6878 Wasserbeschaffenheit - Bestimmung von Phos-phor - Photometrisches Verfahren mittels Am-moniummolybdat (ISO 6878:2004); Deutsche Fassung EN ISO 6878:2004

mg/l 0,005

gelöster reaktiver Phosphor

DIN EN ISO 6878 Wasserbeschaffenheit - Bestimmung von Phos-phor - Photometrisches Verfahren mittels Am-moniummolybdat (ISO 6878:2004); Deutsche Fassung EN ISO 6878:2004

mg/l 0,003

Gesamt-N DIN EN 12260 Wasserbeschaffenheit - Bestimmung von Stick-stoff - Bestimmung von gebundenem Stickstoff (TNb) nach Oxidation zu Stickstoffoxiden; Deutsche Fassung EN 12260:2003

mg/l 0,2

Nitrat-N DIN EN ISO 10304-1

Wasserbeschaffenheit - Bestimmung von gelös-ten Anionen mittels Flüssigkeits-Ionen-chromatographie - Teil 1: Bestimmung von Bromid, Chlorid, Fluorid, Nitrat, Nitrit, Phosphat und Sulfat (ISO 10304-1:2007); Deutsche Fassung EN ISO 10304-1:2009

mg/l 0,01

Ammonium-N DIN 38406-5 Deutsche Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung; Kationen (Gruppe E); Bestimmung des Ammonium-Stickstoffs (E 5)

mg/l 0,01

Chlorophyll a, Phaeopigment

DIN 38412-16 Deutsche Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung; Testverfahren mit Wasserorganismen (Gruppe L); Bestimmung des Chlorophyll-a-Gehaltes von Oberflächenwasser (L 16)

mg/l 0,001

Kalium, Kalzium, Magnesium, Natrium

DIN EN ISO 14911 Wasserbeschaffenheit - Bestimmung der gelösten Kationen Li+, Na+, NH4

+, K+, Mn2+, Ca2+, Mg2+, Sr2+ und Ba2+ mittels Ionenchromatographie - Verfahren für Wasser und Abwasser (ISO 14911:1998); Deutsche Fassung EN ISO 14911:1999

mg/l 1,0

SiO2-Si DIN 38405-21 Deutsche Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung; Anionen (Gruppe D); Photometrische Bestimmung von gelöster Kieselsäure (D 21)

mg/l 0,01

Säurekapazität KS 4,3

DIN 38409-7 Deutsche Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung - Summarische Wirkungs- und Stoffkenngrößen (Gruppe H) - Teil 7: Bestimmung der Säure- und Basekapazität (H 7)

mmol/l 0,05

4.3 Labormethoden der Planktonanalyse

Es wurden 27 der 28 Seen bezüglich des Phytoplanktons untersucht. Die Phytoplankton-proben des Drochow konnten nicht bearbeitet werden, da die wenigen Algen (Chl.a im Mittel


1,1 µg/l) in der Lugolprobe durch anorganische Partikel (Eisenausfällungen?) nahezu vollständig bedeckt waren, so daß eine Analyse der Algen nicht möglich war.

4.3.1 Lugolprobe

Die qualitative und quantitative Analyse des Phytoplanktons der Lugolprobe erfolgte, so weit möglich, an einem Umkehrmikroskop der Fa. Leitz bei Hellfeldbeleuchtung mit bis zu 790facher Vergrößerung, des Weiteren bei schwierig zu bestimmenden Arten mit einem Inter-ferenz-Auflichtmikroskop mit bis zu 1000facher Vergrößerung.

Kieselalgen wurden entsprechend den Vorgaben des LUGV Brandenburg nicht gesondert prä-pariert. Nahezu alle Centrales und viele der Fragilaria-Arten konnten daher nicht bis zur Art bestimmt werden.

Die Labor-Analyse erfolgte in Anlehnung an NIXDORF et al. (2008).

Qualitative Analyse

Die qualitative Analyse erfolgte möglichst auf Artniveau, in der Regel aber zumindest bis zu dem Mindestbestimmbarkeitsniveau, das im Rahmen der Entwicklung des WRRL-Bewertungssystems von der Arbeitsgruppe Mischke et al. für jedes Taxon festgelegt wurde. Jedes erfasste Taxon erhielt die Bezeichnung und ID-Nummer aus der harmonisierten Phytoplankton-Taxaliste Deutschlands, die aus dem Internet herunterladbar ist (Website Dr. Ute Mischke, IGB, mit Stand vom Juni 2009).

Zählung und Biovolumen-Ermittlung

Für die quantitative Analyse der Taxa der Lugolprobe wurden, wenn möglich, mindestens 15 Arten bzw. Taxa quantitativ erfasst. Es wurden dabei mindestens 95 % der Biomasse ermittelt und mindestens 400 Objekte pro Probe gezählt. Die Abundanz des Phytoplanktons wurde durch Auszählen der gesamten Sedimentationskammer oder von Transekten, abhängig von Größe und Dichte der Organismen, ermittelt. Bei der Zählung kleinerer dominanter Phyto-planktontaxa wurden mindestens 60 Zellen bzw. Zähleinheiten pro Art in mindestens zwei Transekten ausgezählt. Größere Taxa wurden in größeren Teilflächen bzw. der gesamten Kammer ausgewertet. Fäden in der Lugolprobe (incl. Aulacoseira) wurden in der Regel durch Zählung von 100-µm–Abschnitten gezählt.

Bei erhöhtem Vorkommen von gallertigen Cyanobakterien (meist Microcystis) wurde eine Teilprobe der Lugolprobe mit einem Ultraschall-Desintegrator (Sonoplus Ultraschall-Homo-genisator HD 2070) behandelt, so dass die Kolonien aufgelöst wurden und die Zellen einzeln gezählt werden konnten. Die Proben wurden ca. 2 min. bei 70 % Power beschallt. In der unbehandelten Lugolprobe wurde vorher der jeweilige Anteil der einzelnen chroococcalen Arten an der Gesamtanzahl der Zellen abgeschätzt.

Das Körpervolumen des Phytoplanktons der Lugolprobe wurde durch Annäherung an geo-metrische Körper in Anlehnung an ATT (1998) und PADISAK & ADRIAN (1999) ermittelt. Bei in der Größe stark variablen Taxa wurden ca. 20 Zellen pro Taxon oder Größenklasse ausge-messen. Bei Taxa mit nahezu konstantem Volumen wurde das Volumen der einmal vermes-


senen Zelle beim nächsten Termin wiederverwendet. Bei selten vorkommenden Taxa wurden vereinzelt Volumina aus der Literatur verwendet. Das Biovolumen wurde für jedes Taxon, jede Algenklasse und die Gesamtprobe berechnet.

4.4 Trophie-Index-Berechnung

Der Trophie-Index wurde in Anlehnung an LAWA (1999) ermittelt, um einen Vergleich mit Alt-Trophiedaten zu erhalten, die bislang nur nach LAWA (1999) berechnet wurden. Die der Berechnung zugrunde liegenden Konzentrationen für Chlorophyll a bzw. Gesamt-Phosphor wurden entsprechend der Vorgabe des LUGV (vgl. Kap. 4.1) aus der Mischprobe der euphotischen Zone bestimmt, die teilweise nicht mit dem Epilimnion übereinstimmt. In die Index-Berechnung gehen vier Parameter ein (Gesamt-Phosphor-Konzentration während der Frühjahrs- ersatzweise der Herbstvollzirkulation und die Sommermittelwerte1 für Gesamt-Phosphor, Chlorophyll a und Sichttiefe). Da es keine Proben aus dem Frühjahr gab, wurden die Daten des Novembers verwendet (Herbstzirkulation).

Die ermittelten Daten für Gesamt-Phosphor, Sichttiefe und Chlorophyll a entstammen in den geschichteten Seen nicht dem Epilimnion, wie nach LAWA (1999) gefordert, sondern aus der euphotischen Zone.

4.5 Ermittlung des Phyto-Seen-Index (PSI)

Die Bewertung erfolgte nach MISCHKE et al. (2008), mit den neuesten Änderungen der Software (PHYTOSEE 5.1 vom Jan. 2014; Literatur dazu: RIEDMÜLLER et al. 2013; download von der website Dr. Ute Mischke, IGB � www.igb-berlin.de). Es wurden für die Bewertung mittels PHYTOSEE 5.1 die Monate Mai bis November einbezogen.

Die Bewertung wird mittels der Teilkomponenten „Biomasse“, „Algenklassen“, und „PTSI“ (Phytoplankton-Taxon-Seen-Index) und optional des Diatomeen-Profundal-Indexes („DI-PROF“) durchgeführt. Der DI-PROF wurde hier nicht bearbeitet. Ein Überblick zu den vier Komponenten findet sich bei MISCHKE et al. 2008.

Aus den drei Teilkomponenten „Biomasse“, „Algenklassen“ und „PTSI“ wird, spezifisch für jeden Seetyp, mithilfe von Gewichtungsfaktoren der Gesamtindex (PSI) ermittelt (Gewichtungsfaktoren aller Komponenten: Tab. 4). Es werden dabei die Werte der Teilindices, nicht die ökologischen Zustandsklassen, gemittelt. Der PSI wird mit einer Stelle hinter dem Komma dargestellt. Der Gesamtindex PSI wird, wie auch bei jedem Teilindex möglich, einer ökologischen Zustandsklasse zugeordnet (Tab. 5). Die Wichtungsfaktoren der neuen Version 5.1 haben sich deutlich gegenüber den letzten Versionen geändert.

1 Sommer: definiert nach LAWA (1999): Mai – September, wobei bei der Mittelwertbildung für Sichttiefe

und für Chlorophyll a die Werte aus dem Klarwasserstadiums nicht berücksichtigt werden.


Tab. 4: Gewichtungsfaktoren zur Ermittlung des deutschen Phyto-Seen-Index (PSI) für natürliche Seen des Tieflands (für Phytosee 5.1; RIEDMÜLLER et al. 2013).

See-typ

G-Faktor für In-dex „Biomasse“

G-Faktor für In-dex „Algenklasse“

G-Faktor für In-dex „PTSI“

G-Faktor für Index „Di-Prof“

10.1 4 3 3 1 10.2 4 3 3 1 13 4 3 3 3 11.1 4 3 2 2 11.2 4 3 2 2 12 4 3 2 2 14 4 3 2 1

Tab. 5: Indexwerte und entsprechende Einstufung in ökologische Zustandsklassen für die

Teilmetrices und den PSI (aus RIEDMÜLLER et al. 2013).

Indexwert Zustandsklasse 0,5 - 1,5 1 = sehr gut (high) 1,5 - 2,5 2 = gut (good) 2,5 - 3,5 3 = mäßig (moderate) 3,5 - 4,5 4 = unbefriedigend (poor) 4,5 - 5,5 5 = schlecht (bad)


5 Ergebnisse und Diskussion

5.1 Limnochemie, Trophie und Phytoplankton der einzelnen Seen

5.1.1 Allgemeines

Chemie und Trophie

In den Tabellen 6a und 6b sind die Mittelwerte der Sichttiefe sowie biologischer und limnochemischer Parameter für die 28 von Mai bis November 2013 durchgeführten Beprobungen zusammengestellt. Die Untersuchungen erfolgten von Ende Mai/Anfang Juni bis Mitte November 2013 in etwa in 5wöchigem Rhythmus.

Tab. 6a: Mittelwerte (6 Proben 2013) der Sichttiefen und biologischer sowie limnochemischer Parameter, nach dem Seenamen sortiert (Teil 1). Chl a = Chlorophyll a, Phaeo = Phaeopigment, TP - Gesamt-Phosphor, TNb - Gesamt-Stickstoff, SiO2-Si - Siliziumdioxid-Silizium

Seename Sichttiefe

(m) Chl.a (µg/l)

Phaeo (µg/l)

TP (mg/l)

TNb (mg/l)

SiO2-Si (mg/l)

Bötzsee 2,9 10,9 1,7 0,031 0,63 4,1 Drochow 8,8 1,1 2,3 0,021 3,13 15,7 Flakensee 2,8 10,1 1,7 0,069 0,67 4,4 Glubigsee 3,2 7,2 1,8 0,022 1,12 1,7 Hölzerner See 1,3 45,3 3,8 0,065 1,37 2,0 Kalksee bei Woltersdorf 4,7 6,2 1,1 0,038 0,59 4,1 Klein Köriser See 1,0 72,2 4,8 0,083 1,64 2,5 Krüpelsee mit Krimnicksee 1,0 52,3 3,0 0,058 1,30 3,6 Motzener See 2,8 12,1 3,3 0,071 1,27 0,9 Pätzer Hintersee 0,6 70,4 1,2 0,053 1,59 4,7 Pätzer Vordersee 1,9 11,1 0,7 0,035 1,03 0,7 Schermützelsee 3,8 2,3 1,2 0,019 0,48 1,3 Schmöldesee 1,4 49,7 2,7 0,067 1,29 2,1 Schweriner See 0,7 50,9 4,1 0,044 1,91 5,3 Seddiner See 2,3 11,4 1,2 0,021 1,89 0,1 Selchower See, Gr. 0,6 86,8 2,8 0,056 2,23 6,4 Sellenzugsee 0,9 56,1 5,5 0,076 1,34 3,8 Senftenberger See 3,1 4,7 1,0 0,017 2,67 2,3 Stienitzsee 2,4 14,8 0,6 0,062 0,68 3,0 Stoßdorfer See 3,1 3,9 0,7 0,018 1,08 1,2 Straussee 5,4 5,4 0,8 0,029 0,87 1,0 Talsperre Spremberg 1,3 12,1 2,4 0,035 2,59 4,9 Teupitzer See 0,9 75,4 1,5 0,083 1,53 2,3 Vordersee bei Obersdorf 2,2 9,3 0,8 0,033 1,61 1,0 Wolziger See 2,5 13,8 2,6 0,057 1,37 1,2 Wünsdorfer See 1,1 73,4 4,6 0,121 1,75 2,0 Zeesener See 1,3 40,9 2,0 0,054 1,00 1,7 Ziestsee 3,1 9,1 2,0 0,030 1,44 0,5


Tab. 6b: Mittelwerte (6 Proben 2013) limnochemischer Parameter (Teil 2), nach dem Seenamen sortiert. PO4-P – gelöster reaktiver Phosphor, NH4-N - Ammonium-Stickstoff, NO3-N - Nitrat-Stickstoff,

KS 4,3 - Säurekapazität pH 4,3, Ca - Kalzium, Mg - Magnesium, Na - Natrium, K – Kalium

Seename NH4-N (mg/l)

NO3-N (mg/l)

PO4-P (mg/l)

KS 4,3 (mmol/l)

Ca (mg/l)

Mg (mg/l)

Na (mg/l)

K (mg/l)

Bötzsee 0,062 0,041 0,012 3,3 77,2 9,5 6,7 1,4 Drochow 2,540 0,324 0,010 0,0 236,8 41,2 13,4 13,0 Flakensee 0,056 0,035 0,026 3,4 140,7 13,7 46,0 4,4 Glubigsee 0,076 0,011 0,006 2,3 70,3 6,5 9,3 1,6 Hölzerner See 0,162 0,018 0,018 2,0 51,0 6,3 20,8 4,0 Kalksee bei Woltersdorf 0,041 0,045 0,008 3,4 207,0 19,7 65,7 6,4 Klein Köriser See 0,149 0,021 0,012 2,1 46,8 5,0 20,2 3,6 Krüpelsee mit Krimnicksee 0,068 0,195 0,016 2,0 86,7 12,8 21,3 6,3 Motzener See 0,067 0,031 0,029 2,3 64,7 6,1 9,2 3,9 Pätzer Hintersee 0,109 0,008 0,008 2,3 51,7 6,2 10,0 1,7 Pätzer Vordersee 0,092 0,018 0,003 2,0 44,0 6,3 11,2 3,0 Schermützelsee 0,037 0,030 0,003 3,4 75,8 11,7 12,5 4,3 Schmöldesee 0,091 0,032 0,011 1,9 54,5 7,0 20,2 3,9 Schweriner See 0,071 0,011 0,005 2,5 66,7 7,1 11,5 5,8 Seddiner See 0,505 0,033 0,004 2,4 89,5 7,4 13,8 7,3 Selchower See, Gr. 0,096 0,010 0,004 2,1 49,7 6,5 15,0 4,0 Sellenzugsee 0,047 0,152 0,020 2,2 87,3 12,1 24,2 6,6 Senftenberger See 0,054 1,900 0,003 0,8 53,7 11,6 21,0 7,2 Stienitzsee 0,098 0,027 0,009 3,4 83,5 8,3 22,5 3,1 Stoßdorfer See 0,052 0,025 0,003 1,7 179,2 21,1 14,2 5,6 Straussee 0,049 0,027 0,004 2,0 66,2 7,8 14,0 5,4 Talsperre Spremberg 0,126 1,667 0,003 1,4 127,7 22,2 20,7 7,5 Teupitzer See 0,112 0,011 0,004 2,1 41,2 4,3 16,3 2,4 Vordersee bei Obersdorf 0,248 0,162 0,006 2,8 75,7 16,7 18,0 8,7 Wolziger See 0,132 0,024 0,027 2,3 64,0 7,8 24,2 5,6 Wünsdorfer See 0,210 0,024 0,028 2,3 56,5 6,2 11,2 3,9 Zeesener See 0,074 0,018 0,006 2,2 55,8 7,5 15,5 4,0 Ziestsee 0,056 0,007 0,009 2,4 63,3 5,8 15,7 4,9

In der Tabelle 7 sind die Trophieindices und die für die Trophieberechnung nach LAWA (1999) berechneten Mittelwerte für das Jahr 2013 dargestellt. Für den Gesamtphosphorwert der Voll-zirkulation, in der Regel aus dem Frühjahr zu entnehmen, wurde der November-Wert verwendet, da es keine Proben während der Frühjahrsvollzirkulation gab. Als Vegetations-periode wurde der Zeitraum 27. Mai – 8. Oktober für die Trophieberechnung genommen.

Von den 28 Seen war nur der stark versauerte Tagebaurestsee Drochow oligotroph. Elf Seen wurden als mesotroph eingestuft, von denen nur der Seddiner See ungeschichtet ist, alle anderen geschichtet. Neun Seen waren eutroph. Sieben Seen waren polytroph, von denen nur der Große Wünsdorfer See als geschichtet eingestuft ist.


Tab. 7: Trophieindex und Mittelwerte für die Trophieberechnung nach LAWA 1999: 28 untersuchte Seen 2013, nach dem Seenamen sortiert. ST - Sichttiefe Mittelwert der Vegetationsperiode Ende Mai-Anfang Okt.(ohne Klarwasserstadium), Chl a - Chlorophyll a Mittelwert der Vegetationsperiode (ohne Klarwasserstadium), TPVZ - Gesamt-Phosphor zum Zeitpunkt der Vollzirkulation im Spätherbst (Nov.), TPSo - Gesamt-Phosphor Mittelwert der Vegetationsperiode.

Seename Seetyp ST (m)

Chl.a (µg/l)

TP So (µg/l)

TP VZ (µg/l)

Trophie-Index Trophie

Bötzsee geschichtet 2,7 7,0 20,8 62,0 2,3 (m2) Drochow geschichtet 7,2 0,8 27,7 12,0 1,2 (o) Flakensee ungeschichtet 3,0 8,1 65,3 86,0 2,7 (e1) Glubigsee geschichtet 2,6 9,6 18,8 36,0 2,3 (m2) Hölzerner See geschichtet 1,1 46,7 49,5 103,0 3,3 (e2) Kalksee bei Woltersdorf geschichtet 3,7 7,4 28,5 58,0 2,2 (m2) Klein Köriser See geschichtet 0,9 69,8 73,8 90,0 3,5 (e2) Krüpelsee mit Krimnicksee ungeschichtet 0,8 58,7 61,5 62,0 3,6 (p1) Motzener See geschichtet 2,7 8,1 52,3 112,0 2,5 (m2) Pätzer Hintersee ungeschichtet 0,7 51,0 42,5 96,0 3,7 (p1) Pätzer Vordersee geschichtet 2,0 9,3 30,3 55,0 2,5 (m2) Schermützelsee geschichtet 2,4 2,6 18,3 22,0 1,9 (m1) Schmöldesee ungeschichtet 1,2 52,1 63,3 70,0 3,5 (e2) Schweriner See ungeschichtet 0,6 50,8 42,8 48,0 3,6 (p1) Seddiner See ungeschichtet 2,3 10,5 21,8 19,0 2,5 (m2) Selchower See, Gr. ungeschichtet 0,6 84,6 54,5 63,0 3,8 (p1) Sellenzugsee ungeschichtet 0,9 64,2 71,5 80,0 3,7 (p1) Senftenberger See geschichtet 2,8 4,4 20,5 13,0 2,0 (m1) Stienitzsee geschichtet 2,5 17,3 36,0 186,0 2,8 (e1) Stoßdorfer See geschichtet 3,4 3,7 17,3 26,0 1,9 (m1) Straussee geschichtet 5,3 5,2 28,8 31,0 2,0 (m1) Talsperre Spremberg ungeschichtet 1,5 13,0 36,3 29,0 2,8 (e1) Teupitzer See ungeschichtet 0,9 61,2 81,8 89,0 3,7 (p1) Vordersee bei Obersdorf ungeschichtet 1,2 13,6 30,3 45,0 2,9 (e1) Wolziger See geschichtet 1,4 16,8 45,5 100,0 2,9 (e1) Wünsdorfer See geschichtet 0,7 77,7 83,0 155,0 3,7 (p1) Zeesener See geschichtet 1,3 21,9 39,8 110,0 3,0 (e1) Ziestsee geschichtet 3,1 7,8 29,0 38,0 2,3 (m2)

Phytoplankton

Im Mittel wurden je Probe 28 Phytoplankton-Taxa ermittelt. Der Anteil des Chlorophyll a am Gesamtbiovolumen betrug im Mittel aller 162 analysierten Proben 0,91 % (Median 0,72 %) und liegt damit im gleichen Bereich wie bei eigenen Untersuchungen der letzten Jahre in Nordostdeutschland. Der Mittelwert des Chlorophyll a am Biovolumen aller Einzelproben von WRRL-Seen in Deutschland ab 2006 liegt bei 0,81 %, also sehr nah zum hier angegebenen Wert (U. Riedmüller, pers. Mitteilung 2012).

Im Folgenden werden 28 Seen in alphabetischer Reihenfolge einzeln besprochen, zum einen die vor Ort Parameter und die limnochemischen Parameter, zum anderen das Phytoplankton. Beim Phytoplankton wurden wie vom Auftraggeber vorgegeben nur Lugolproben ausgewertet.


Gesonderte Diatomeenpräparate zur Bestimmung von Arten waren nicht anzufertigen und zu analysieren.

5.1.2 Bötzsee

Das langgestreckte Becken des Bötzsees ist in Nord-Süd-Richtung ausgerichtet und besitzt eine Seefläche von 86,1 ha und eine mittlere Tiefe von 6,9 m. Die tiefste Stelle (13,9 m) liegt etwa in der Mitte. Der Bötzsee ist im Sommer stabil geschichtet (Typ 10). Er erhält im Norden einen größeren Zufluss aus dem Fängersee, das Fredersdorfer Mühlenfließ, im Südosten fließen ihm mehrere Gräben aus den entwässerten Wiesen des Postbruchs zu. Der Abfluss verlässt den See im Südwesten.

Der Bötzsee zeigte bereits am ersten Messtag, Ende Mai, eine ausgeprägte Temperatur-schichtung mit der Sprungschicht zwischen 4 und 5 m und Sauerstoffschwund unterhalb von 4 m Wassertiefe. Über Grund betrug die Sauerstoffsättigung noch knapp 2 %. Im Juli hatte sich das Metalimnion erwärmt und reichte jetzt bis 7 m, das Tiefenwasser war ab 8 m sauer-stofffrei. Das Redoxpotential über Grund war jedoch noch positiv. Ende August hatte sich die Situation nur wenig verändert. Anfang Oktober lag durch das absinkende Metalimnion der Sauerstoff im Oberflächenwasser durchgängig unter 90 %. Am letzten Messtag, dem 13.11., war der Bötzsee bis 9 m durchmischt, das Redoxpotential lag in der nicht durchmischten unteren Wasserschicht im kritischen Bereich (unter -300 mV). Der maximale SSI von 115 % wurde im Juli im oberen Metalimnion gemessen.

Mit einer mittleren Säurekapazität von 3,3 mmol l-1 ist das Wasser des Bötzsees sehr gut gepuffert. Die gemessenen pH-Werte im Oberflächenwasser schwankten zwischen 7,6 im November und 8,3 im Mai.

Der Mittelwert der im Bötzsee gemessenen Sichttiefen lag bei 2,9 m (Minimum 1,0 m, Maximum 4,2 m). Die Konzentrationen der Photopigmente waren mit einem Mittelwert von 11 µg l-1 Chl a relativ gering (Minimum 3,0, Maximum 34 µg l-1 Chl a).

Auch die Konzentrationen des Gesamtphosphors waren mit einem Mittelwert von 0.031 mg l-1 recht niedrig. Gelöster reaktiver Phosphor nahm ab Ende August zu, Anfang Oktober wurde das Maximum gemessen (0,027 mg l-1, Mittelwert 0,012 mg l-1).

Die im Bötzsee gemessenen Gesamtstickstoffkonzentrationen waren mit einem Mittelwert von 0,63 mg l-1 sehr niedrig und schwankten mit Werten zwischen 0,34 und 0,81 mg l-1 recht stark. Anorganisch gelöster Stickstoff lag teils als Ammonium (Mittelwert: 0,062 mg l-1), teils als Nitrat vor (MW 0,041 mg l-1).

Die Siliziumgehalte lagen im Mittel bei 4,1 mg l-1 (Minimum: 1,4, Maximum 5,8 mg l-1).

Der Bötzsee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 2 (TI 2,3) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 2,2 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie nahezu nicht verändert.


Phytoplankton des Bötzsees 2013

Der Bötzsee wies im Mittel leicht erhöhte Plankton-Biovolumina auf, wobei es starke jahreszeitliche Schwankungen gab. Die Gehalte nahmen zum Sommer hin deutlich zu und erreichten in der Spitze einen Wert für das Biovolumen von 7 mm3 l-1 und 34 µg l-1 Chl.a (Mittel aller 6 Proben 2,6 mm3 l-1 Biovolumen). Im Jahresverlauf dominierten unterschiedliche Algengruppen, z.B. Kieselalgen (Bacillariophyceen) im Frühjahr und Blaualgen (Cyanobakterien) und Hornalgen (Dinophyceen) im Sommer (Abb. 1).

Die Hauptvertreter der Bacillariophyceen im Mai und Juni waren kleine centrale Formen der Größe 5-15 µm. Daneben war Ende Juni Phacotus lenticularis aus der Gruppe der Chlorophyceen häufig anzutreffen (Ende Juni 26 % Anteil an der Gesamtbiomasse).

Ende Juli und Ende August dominierten 2 Ceratium-Arten aus der Gruppe der Dinophyceen, Ceratium hirundinella im Juli (51 % Anteil an der Gesamtbiomasse) und C. furcoides im August (55 % Anteil).

Die entnommenen Planktonproben vom August und Oktober deuten zudem an, dass im Sommer in den unteren Wasserschichten möglicherweise ein Tiefenchlorophyllmaximum (DCM) vorhanden war, obwohl dies an den Sauerstoffprofilen nicht erkennbar ist. Die 2 Arten Planktothrix isothrix und Limnothrix rosea aus der Gruppe der Cyanobakterien, typische Vertreter unterer Wasserschichten im Sommer, waren Ende August (zusammen 31 % Anteil an der Gesamtbiomasse) und Anfang Oktober (zusammen 45 % Anteil an der Gesamtbiomasse) stark vertreten. Ende Juli bis Anfang Oktober reichten die Probenahmetiefen der Integralprobe bis ins untere Metalimnion (Juli) bzw. bis in das Hypolimnion.

Das mögliche DCM konnte wegen fehlender Chlorophyll-Sonde nicht genau lokalisiert werden, aber eine Tiefenprobe Ende August aus 9 m Tiefe zeigte bei einer leicht rosa Färbung ein erhöhtes Vorkommen von Detritus und vermutlich auch Schwefelbakterien, die nicht analysiert werden konnten. Ebenso wurde in der Tiefenprobe eine etwa 10fach höhere Biomasse von Planktothrix isothrix und eine etwa 4fach höhere Biomasse von Limnothrix rosea gegenüber der Integralprobe ermittelt.

Phytoplankton 2013 im Vergleich zu 2008

Im Vergleich beider Jahre zeigen sich Parallelen und Unterschiede. Bei im Mittel sehr ähnlichen TP-Gehalten waren die mittleren Biovolumina 2013 etwa doppelt so hoch und die Chl.a-Gehalte etwa 50 % höher als 2008. Dies lag vor allem an deutlich höheren Werten im Spätsommer/Frühherbst 2013, bedingt vor allem durch die deutlich stärkere Dominanz der genannten Dinophyceen. Ceratium hirundinella und C. furcoides, die 2 Hauparten 2013, sind großvolumige Flagellaten, die in der Lage sind, einige Meter pro Tag vertikal zu wandern, um möglichst optimal zu wachsen.

Ähnlichkeiten zeigten sich darin daß auch 2008 ein DCM mit den beiden Blaualgen-Arten Planktothrix isothrix und Limnothrix rosea gefunden wurde und in beiden Jahren Goldalgen (Chrysophyceen), eine Gruppe mit vielen Arten geringer Trophie, regelmäßig ermittelt


wurden, wobei die Abundanzen der Goldalgen 2008 und die Abundanzen der 2 Blaualgen-Arten 2013 höher waren (siehe auch ARP & KOPPELMEYER 2009).

Inwieweit die Unterschiede im Plankton ein Indiz für eine mögliche beginnende trophische Veränderung sind, kann in diesem Rahmen nicht beantwortet werden.

Abb. 1: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Bötzsee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.3 Drochow

Der Drochow nahe Senftenberg und Großräschen ist ein Restsee eines Braunkohletagebaus, der in den 1940er Jahren aufgelassen wurde. Der See ist mit über 35 m Tiefe ein vergleichs-weise tiefer, stabil geschichteter See, der aufgrund seiner Entstehung meist pH-Werte unter 3, hohe elektrische Leitfähigkeiten über 2000 µS/cm und eine sehr geringe Pufferkapazität aufweist.

Der Drochow war während des gesamten Untersuchungszeitraums von Ende Mai bis Mitte November geschichtet. Die Sprungschicht sank von 5 m Wassertiefe Ende Mai auf 10 m im November ab.

Der Sauerstoffhaushalt wies bereits zu Beginn der Untersuchungen im Hypolimnion ein leichtes Defizit auf (SSI über Grund Ende Mai: 56 %), das sich jedoch im Verlauf des Sommers kaum verstärkte (SSI über Grund im November: 44 %). Typisch war eine metalimnische Sauerstoffübersättigung (maximaler SSI 134 % im September in 7 m Wasser-tiefe), während im Epilimnion meist nur Sättigungen um 100 % beobachtet wurden.

Der pH-Wert in diesem extrem sauren Gewässer schwankte mit Werten von 2,6 und 2,7 nur sehr wenig, er war über die gesamte Wassersäule konstant. Ungewöhnlich in diesem Restloch waren auch die Redoxprofile, da das Redoxpotential an allen Messtagen zur Tiefe hin zunahm. Auch die Tiefenprofile der elektrischen Leitfähigkeit, die in diesem Gewässer häufig über 2000 µS cm-1 lag, zeigten mit Zunahmen im Metalimnion und oberen Hypolimnion eine ungewöhnliche Ausprägung.

Die Gesamtphosphorkonzentrationen lagen im Drochow im Mittel bei 0,021 mg l-1 und waren damit sehr gering. Ein verhältnismäßig großer Anteil (im Mittel 57 %) lag als gelöster reaktiver Phosphor vor.

Im Gegensatz zum Phosphor waren die Gesamtstickstoffwerte mit einem Mittelwert von 3,1 mg l-1 sehr hoch. Der Stickstoff lag überwiegend als Ammonium vor, das mit einem Mittelwert von 2,5 mg l-1 extrem hohe Werte erreichte.

Korrespondierend mit den sehr geringen Phosphor-Konzentrationen wurden nur sehr niedrige Chlorophyll-a-Konzentrationen (unter 1 bis max. 1,5 µg l-1) festgestellt. Die Sichttiefen lagen mit Werten zwischen 5,5 und 13,0 m (Mittelwert: 8,8 m) entsprechend hoch.

Auffällig hoch waren auch die Silizium-Konzentrationen mit durchschnittlich 16 mg l-1 Si.

Sowohl beim Calcium (Mittelwert 237 m l-1) als auch beim Kalium (Mittelwert 13 mg l-1) und Magnesium (Mittelwert 41 mg l-1) wies der Drochowsee extrem hohe Konzentrationen auf.

Der Drochow wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als oligotroph (TI 1,2) eingestuft. Im Vergleich zu 2007 (TI 0,9 �ARP & KOPPELMEYER 2008) hat sich die Trophie 2013 geringfügig erhöht, vor allem durch deutlich höhere Phosphorgehalte. Die Chl.a-Gehalte blieben 2013 wie 2008 weiterhin auf sehr niedrigem Niveau.


Phytoplankton des Drochow 2013

Die Phytoplanktonproben des Drochow konnten nicht bearbeitet werden, da die relativ wenigen Algen (Chl.a im Mittel 1,1 µg/l) in der Lugolprobe durch anorganische Partikel (Eisenausfällungen?) nahezu vollständig bedeckt waren, so daß eine Analyse der Algen nicht möglich war.

5.1.4 Flakensee

Der ca. 68 ha große und im Mittel 4,3 m tiefe Flakensee erstreckt sich über knapp 2 km in Nord-Süd-Richtung und wird auf etwa 2/3 dieser Strecke vom Rüdersdorfer Mühlenfließ durchflossen. Er ist der unterste einer Reihe von Seen (Straussee, Stienitzsee, Kalksee bei Woltersdorf und Flakensee), die vom Rüdersdorfer Mühlenfließ durchströmt werden. An seinem Südende nur wenige 100 m vom Ablauf, dem Flakenfließ, entfernt mündet zudem die Löcknitz in den Flakensee. Allein aufgrund des ca. 97 km2 großen Einzugsgebiets des Rüdersdorfer Mühlenfließes ist der Wasseraustausch recht hoch.

Der Flakensee, der keine stabile sommerliche Temperaturschichtung aufweist (Seetyp 11), zeigte an den Messtagen im Mai, Juni und Juli in den unteren Wasserschichten einen deutlichen Temperatursprung, der in der nicht durchmischten unteren Schicht zu deutlichen Sauerstoffdefiziten geführt hatte (Minimum des SSI 5 %). An den übrigen Messtagen war der See durchmischt. Im August herrschte dabei leichte Übersättigung (SSI 105 %), in den übrigen beiden Monaten Untersättigung (Minimum im November um 70 %). Das Redoxpotential lag jedoch stets weit im Positiven.

In dem mit einer Säurebindungskapazität von 3,4 mmol l -1 sehr gut gepufferten kalkreichen Flakensee wurden im Oberflächenwasser pH-Werte zwischen 7,6 und 8,2 gemessen. Auch im Tiefenwasser sank der pH-Wert nicht unter 7,4.

Die Leitfähigkeit lag in diesem Natrium- (Mittelwert 46 mg l-1) und Calcium-reichen (Mittel-wert 141 mg l-1) Gewässer meist zwischen 820 und 920 µS cm-1.

Die Sichttiefen lagen zwischen 2,0 und 3,6 m (Mittelwert: 2,8 m). Die euphotische Zone reichte lediglich im Oktober nicht bis zum Gewässergrund. Die Konzentration der Photo-pigmente war mit durchschnittlich 10 µg l-1 Chl a (Minimum 1,5, Maximum 19 µg l-1) gering.

Die Gesamtphosphor-Konzentration lagen mit einem Mittelwert von 0,069 mg l-1 vergleichs-weise hoch, anorganischer reaktiver Phosphor war an allen Messtagen vorhanden (Mittelwert: 0,026 mg l-1).

Gesamtstickstoff war mit Werten zwischen 0,49 und 0,91 mg l-1 nur wenig vorhanden (Mittel-wert 0,67 mg l-1). Nitrat (Mittelwert 0,035 mg l-1) und Ammonium (Mittelwert 0,056 mg l-1) traten meist in ähnlichen Konzentrationen auf.

Gelöstes Silizium war durchgehend in höheren Konzentrationen vorhanden (2,6 – 6,0 mg l-1).


Der Flakensee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als eutroph 1 (TI 2,7) eingestuft (Tab. 7). Im Vergleich zu 2006 (TI 3,1 �ARP 2007) und auch 2009 (TI 3,0 �ARP &

KOPPELMEYER 2010) hat sich die Trophie 2013 um drei bis 4 Zehntel verringert. Auffällig sind vor allem die gegenüber 2013 deutlich höheren Phosphorwerte im Jahr 2006 (gelöst und total).

Phytoplankton des Flakensee 2013

Der Flakensee wies im Mittel leicht erhöhte Plankton-Biovolumina auf, wobei starke jahres-zeitliche Schwankungen auftraten. Das Mittel aller Proben betrug 1,4 mm3 l-1 Biovolumen und 10,1 µg l-1 Chl. a. Es dominierten im Jahresverlauf zahlreiche Algengruppen, besonders Kieselalgen (Bacillariophyceen) und Schlundalgen (Cryptophyceen) im Frühjahr, Dinophyceen im Sommer und Goldalgen (Chrysophyceen) und Cryptophyceen im Herbst (Abb. 2).

Nach dem Klarwasserstadium Ende Mai mit starker Dominanz von Cryptomonas erosa/ovata/ phaseolus und Rhodomonas lacustris aus der Gruppe der Cryptophyceen war einen Monat später durch die Dominanz der großvolumigen Aulacoseira aus der Gruppe der Bacillarophyceen (87 % Anteil an der Gesamtbiomasse) ein deutlich anderes Bild, auch in der Biomasse (> 3 mm3 l-1 Biovolumen). Einen weiteren Monat später nach einer längeren warmen Periode gab es einen Einbruch der Biomasse und nun dominierte u.a. Ceratium furcoides aus der Gruppe der Dinophyceen (41 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Ende August war das Planktonbild deutlich diverser, bei erneut deutlich steigenden Biomassen. Nun traten verschiedene Arten der Gruppe Peridinium/Peridiniopsis der Dinophyceen und zahlreiche Nostocales, auch Neophyten, aus der Gruppe der Cyanobakterien hervor. Des Weiteren waren 2 Dinobryon-Arten aus der Gruppe der Chrysophyceen (7 % Anteil an der Gesamtbiomasse) gehäuft auf. Anfang Oktober bei ähnlich hohen Biomassen war das Bild in diesem Flachsee erneut anders. Synura aus der Gruppe der Chrysophyceen war stark vertreten (32 % Anteil an der Gesamtbiomasse), ebenso Diatoma tenuis aus der Gruppe der Bacillariophyceen (18 % Anteil an der Gesamtbiomasse).

Phytoplankton 2013 im Vergleich zu 2009 und 2006

Der leichte Trend einer Trophieverbesserung des Flakensees von 2006 über 2009 bis 2013 ist auch im Phytoplankton erkennbar.

2009 war der Planktongehalt im Mittel deutlich höher als 2013, wenn auch bedingt durch nur einen sehr hohen Wert Anfang August. Der Anteil der Goldalgen (Chrysophyceen) an der Gesamtbiomasse als Ausdruck relativ niedriger Trophie war 2009 niedriger als 2013 (ARP &

KOPPELMEYER 2010). Auch 2006 waren die Planktongehalte im Mittel höher als 2013, sowohl beim Chl.a als auch im Biovolumen, und der Anteil der Goldalgen an der Gesamtbiomasse war wie auch 2009 gegenüber 2013 geringer (ARP 2007).


Abb. 2: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Flakensee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.5 Großer Glubigsee

Der große Glubigsee ist Teil der Glubigseenkette, die über Grubensee, Melangsee, Springsee sowie Großen und Kleinen Glubigsee bei Wendisch-Rietz in den Scharmützelsee mündet. Der Große Glubigsee hat eine Fläche von 57,1 ha und eine maximale Tiefe von 12 m. Er weist im Sommer eine stabile Temperaturschichtung auf und gehört zum Seetyp 10 (geschichtet mit relativ großem Einzugsgebiet).


Der Große Glubigsee zeigte bereits im Juni eine ausgeprägte Temperaturschichtung mit der Sprungschicht zwischen 3 und 6 m und Sauerstoffschwund unterhalb von 3 m Wassertiefe. Ab 10 m Wassertiefe war das Hypolimnion sauerstofffrei. Anfang August hatte sich die sauerstofffreie Zone bis 5 m Wassertiefe hinauf ausgedehnt. Anfang September begann die Sprungschicht abzusinken und lag Anfang Oktober zwischen 7 und 8 m. Das Oberflächen-wasser war mit einem SSI von 85 % jetzt deutlich untersättigt. Mitte November war der Glubigsee voll durchmischt, der SSI lag jetzt in der gesamten Wassersäule bei nur etwa 65 %. Negative Redoxpotentiale wurden an keinem Tag gemessen. Der maximale im Oberflächen-wasser gemessene SSI lag bei 112 % (August).

Bei einer mittleren Säurekapazität von 2,3 mmol l-1 ist das Wasser des Großen Glubigsees recht gut gepuffert. Die gemessenen pH-Werte im Oberflächenwasser schwankten trotzdem recht stark zwischen 7,7 und 8,6.

Der Mittelwert der im Großen Glubigsee gemessenen Sichttiefen lag bei 3,2 m (Minimum 2,1 m, Maximum 5,8 m). Die Konzentrationen der Photopigmente waren mit einem Mittel-wert von 7 µg l-1 Chl a sehr gering (Minimum 1,5 Maximum 15 µg l-1 Chl a).

Auch die Konzentrationen des Gesamt-Phosphors waren mit einem Mittelwert von 0.022 mg l-1 gering. Gelöster reaktiver Phosphor war nur zur Herbstzirkulation deutlich messbar (0,022 mg l-1).

Die gemessenen Gesamtstickstoffkonzentrationen lagen zwischen 0,7 mg l-1 im Herbst und 1,6 mg l-1 im Juli (Mittelwert von 1,1 mg l-1). Außer zur Herbstzirkulation lag der Gesamt-stickstoff fast völlig organisch gebunden vor. Im November erreichte Ammonium mit 0,28 mg l-1 höhere Konzentrationen.

Die Siliziumgehalte lagen im Juni und Juli deutlich unter 1 mg l-1 und stiegen dann etwas an (Mittelwert 1,7 mg l-1).

Der Große Glubigsee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 2 (TI 2,3) klassifiziert. Im Vergleich zu 2006 (TI 2,6 �ARP 2007) hat sich die Trophie 2013 leicht verringert.

Phytoplankton des Großer Glubigsee 2013

Der Große Glubigsee wies im Mittel geringe bis leicht erhöhte Plankton-Biovolumina auf, wobei die höchsten Werte im Frühsommer ermittelt wurden und danach stetig bis zum November abnahmen. Das Mittel aller Proben betrug 0,9 mm3 l-1 Biovolumen und 7,2 µg l-1

Chl. a. Es dominierten im Jahresverlauf zahlreiche Algengruppen, besonders Kieselalgen (Bacillariophyceen) im Frühjahr und Frühsommer, Hornalgen (Dinophyceen) und Blaualgen (Cyanobakterien) im Sommer und Schlundalgen (Cryptophyceen) im Herbst (Abb. 3).

Anfang Juni war durch kleine Centrales der Größen 5 – 15 µm aus der Gruppe der Bacillariophyceen geprägt (zusammen 79 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Einen Monat später waren die kleinen Centrales mit 11 % Anteil weniger dominant. Dafür trat Fragilaria crotonensis (25 % Anteil an der Gesamtbiomasse) stärker hervor, des Weiteren der


großvolumige und sehr mobile Flagellat Ceratium hirundinella aus der Gruppe der Dinophyceen (40 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Anfang August hatten sich die Dominanzen bei ähnlich hohen Biomassen erneut verschoben. Nun traten vor allem zahlreiche nostocale und in geringem Maß oscillatoriale Cyanobakterien hervor. Anfang September stieg der Anteil der Oscillatoriales an. Im Oktober und November nahm die Biomasse bei abnehmender Lichtintensität stetig ab.


Ein Vergleich beider Jahre ist schwierig, da es bei den Probenahmeterminen z.T. deutliche Unterschiede gab. 2006 gab es zwischen Anfang Juni und Ende August keine Probenahme, dafür aber im April, während die Probenahme 2013 erst Anfang Juni begann. Trotzdem zeigt der Vergleich der Mittelwerte beider Jahre (jeweils 6 Proben) etwa eine Halbierung der Plankton- und Phosphorgehalte von 2006 zu 2013 (ARP 2007). Bei der Artenzusammensetzung sind keine sichtbaren Unterschiede erkennbar.

Abb. 3: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Großen Glubigsee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.6 Großer Seddiner See

Der Große Seddiner See besitzt ein langgestrecktes in Ost-West-Richtung ausgerichtetes Becken, das bei einer mittleren Tiefe von 3,0 m und einer Maximaltiefe von 7,2 m in weiten Teilen recht flach ist. Die Seefläche beträgt 218 ha. Der Kleine Seddiner See entwässert in den Großen Seddiner See und dieser wiederum über den Kähnsdorfer See und das Mühlenfließ in den Königsgraben und somit in das Nuthe-Nieplitz-System. Der polymiktische See wurde vom Landesumweltamt dem Seetyp 11.2 zugeordnet. Nach MISCHKE et al. (2008) wäre der See bei einer mittleren Tiefe von ≥ 3,0 m dem Seetyp 11.1 zuzuordnen.

An fünf der sechs Messtage zeigte der Große Seddiner See nur Temperaturdifferenzen von maximal 0,2°C zwischen Oberflächen- und Tiefenwasser. Die vormittägliche Sauerstoff-sättigung lag an diesen Tagen in der gesamten Wassersäule zwischen 70 und etwa 95 %. Nur im August hatte sich bei heißem windstillem Wetter eine Temperaturschichtung eingestellt, wodurch es unterhalb von 3 m Wassertiefe zu massivem Sauerstoffschwund kam und ab 6 m Sauerstofffreiheit herrschte. Im Oberflächenwasser wurde an diesem Tag mit 109 % der maximale SSI gemessen. Das Redoxpotential über Grund lag aber auch an diesem Messtag nur schwach im Negativen.

Der pH-Wert im Oberflächenwasser zeigte mit Werten zwischen 7,5 und 8,2 vergleichsweise deutliche Schwankungen in dem recht gut gepufferten See (Mittelwert des Säurebindungs-vermögens im Oberflächenwasser 2,4 mmol l-1).

Die Sichttiefen lagen im Seddiner See im Mittel bei 2,3 m (Maximum: 2,9 m, Minimum 1,9 m). Die Konzentrationen der Photopigmente waren demgegenüber gering (Mittelwert 11 µg l-1, Maximum 15 µg l-1, Minimum: 1,5 µg l-1 Chl a).

Auch die Gesamt-Phosphorkonzentrationen waren mit Werten zwischen 0,016 und 0,026 mg l-1 auffallend gering (Mittelwert 0,021 mg l-1). Anorganischer reaktiver Phosphor war an keinem Messtag in höheren Konzentrationen vorhanden.

Der Gesamtstickstoff lag demgegenüber mit Werten zwischen 1,2 und 2,5 mg l-1 (Mittelwert 1,9 mg l-1) in einem ähnlichen Bereich wie in den anderen Seen der Region. Der anorganische Stickstoff lag ganz überwiegend als Ammonium vor (Mittelwert: 0,505 mg l-1), während das Nitrat nur geringe Konzentrationen erreichte (Maximum 0,033 mg l-1).

Gelöstes Silizium war im Seddiner See stets nur in sehr geringen Konzentrationen vorhanden (Maximum 0,40 mg l-1, Mittelwert 0,26 mg l-1).

Der Große Seddiner See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 2 (TI 2,5), an der Grenze zu eutroph 1, klassifiziert. Im Vergleich zu 2006 (TI 3,7 �ARP 2007) und 2009 (TI 3,2 �ARP & KOPPELMEYER 2010) zeigt sich ein deutlicher Trend einer Trophieverringerung bis 2013. Dies gilt sowohl für den Phosphor- als auch Chl.a-Gehalt. Ursache dafür sind langjährige Maßnahmen zur Phosphorreduzierung, durchgeführt bzw. begleitet vom Institut für angewandte Gewässerökologie GmbH in Seddin.


Phytoplankton des Großen Seddiner Sees 2013

Der Große Seddiner See wies im Mittel leicht erhöhte Plankton-Biovolumina auf, wobei die höchsten Werte im Spätsommer ermittelt wurden. Das Mittel aller Proben betrug 1,4 mm3 l-1 Biovolumen und 11,4 µg l-1 Chl. a. Es dominierten im Jahresverlauf zahlreiche Algengruppen, besonders Dinophyceen im Sommer, Bacillariophyceen im Sommer und Herbst und Cryptophyceen ganzjährig. Auch Grünalgen (Chlorophyceen) und Goldalgen (Chrysophyceen) waren erhöht zu finden. Oscillatoriale Blaualgen (Cyanobakterien), in den letzten Jahrzehnten deutlich die Hauptbiomassebildner, waren nahezu verschwunden (Abb. 4).

Nach dem Klarwasserstadium war der Sommer Anfang Juli und Anfang August vor allem durch Ceratium hirundinella aus der Gruppe der Dinophyceen geprägt (31 und 52 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Daneben waren vor allem Crysophyceen mit Mallomonas (Juli) und zwei Dinobryon-Arten (August) stärker vertreten. Anfang September gab es die höchsten Biomassen, wobei besonders die Fragilaria ulna angustissima – Sippe (31 % Anteil an der Gesamtbiomasse) aus der Gruppe der Bacillariophyceen stark vertreten war. Chlorophyceen waren im September und auch Anfang Oktober mit kleinen Scenedesmus-Arten häufiger anzutreffen (jeweils > 10 % Anteil an der Gesamtbiomasse).

Abb. 4: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Großen Seddiner See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


Phytoplankton 2013 im Vergleich zu früheren Jahren

Vom Seddiner See liegen zahlreiche Untersuchungen aus den letzten Jahrzehnten vor. Die Planktongehalte waren sowohl in den 90er Jahren des letzten Jahrhunderts als auch 2006 und 2009 deutlich höher als 2013 (beipielhaft dafür 2009 � Abb. 4a).

In den 90er Jahren des letzten Jahrhunderts waren dünnfädige oscillatoriale Cyanobakterien, v.a. Limnothrix-Arten, ganzjährig in hoher Biomasse dominant. Die dickfädigere Art Planktothrix agardhii trat auch häufig auf (eigene Untersuchungen, siehe auch ARP & RIEMER 1996).

2006 und 2009 traten weiterhin dünnfädige Cyanobakterien dominant auf, während Planktothrix agardhii, ein Anzeiger besonders hoher Trophie, zurückging. Die Biomasse war weiterhin hoch. Von 2006 zu 2009 zeigte sich bereits eine Abnahme der Gehalte, mit zudem höheren Anteilen anderer Algengruppen als der Blaualgen. Dieser Trend bis 2013 ist sehr deutlich, mit einer drastischen Biomasseabnahme und einem deutlichen Artenwechsel 2013.

Zusammenfassendes zum Plankton des Seddiner Sees der letzten Jahrzehnte findet sich bei ARP & KOPPELMEYER (2010).

Abb. 4a: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Großen Seddiner See 2009 (aus: ARP &

KOPPELMEYER 2010). Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.7 Großer Selchower See

Als Großer Selchower See wird das südliche, wenig abgegrenzte Becken der Groß Schauener Seenkette bezeichnet, die neben dem Großen Selchower See den Großen Wochowsee und den Großen Schauener See umfasst. Der Große Selchower See erhält außer dem Zustrom aus dem Schweriner See Wasser aus dem Bugker See sowie verschiedenen kleinen Fließen und Entwässerungsgräben des Umlands. Die Groß Schauener Seenkette entwässert in das Köllnitzer Fließ, das sie mit dem Wolziger See verbindet. Die gesamte Fläche der drei Seeteile beträgt 501 ha. Die tiefste Stelle des Großen Selchower Sees (5,1 m) befindet sich in der Nähe des westlichen Ufers. Die mittlere Tiefe des gesamten Sees beträgt 2,9 m. Der Große Selchower See gehört zum Typ 11 und ist aufgrund der großen Fläche deutlich polymiktisch.

Der Große Selchower See war an allen Messtagen gut durchmischt. Trotzdem entstand an einigen Messtagen (August, September) ein Sauerstoffgradient mit Defiziten über Grund (Minimum SSI 21 % im August), wobei das Redoxpotential jedoch immer positiv blieb. An den übrigen Messtagen lag die Sauerstoffsättigung in diesem sehr windexponierten See häufig in der gesamten Wassersäule knapp unter dem Sättigungspunkt.

Bei verhältnismäßig guter Pufferung des Wasser (Mittelwert der Säurekapazität: 2,1 mmol l-1) schwankte der pH-Wert zwischen 8,1 im November und 8,8 im September.

Die Sichttiefe betrug im Großen Selchower See im Mittel nur 0,63 m, die maximale ge-messene Sichttiefe war 0,7 m. Die Konzentration der Photopigmente lagen mit einem Mittel-wert von 87 µg l-1 Chl sehr hoch, die Schwankungen waren dabei relativ gering (43 bis 107 µg l-1 Chl a).

Die Gesamtphosphor-Gehalte lagen zwischen 0,041 und 0,083 mg l-1 (Mittelwert 0,056 mg l-1), waren also insgesamt vergleichsweise gering. Gelöster reaktiver Phosphor war an keinem Messtag von Bedeutung.

Die Gesamtstickstoffkonzentrationen (Mittelwert: 2,2 mg l-1) zeigten mit Werten zwischen 1,5 und 3,3 mg l-1 deutliche Schwankungen. An den ersten vier Probetagen lag der Stickstoff fast vollständig partikulär gebunden vor. Im November erreichte Ammonium mit 0,35 mg l-1 einen höheren Wert (Mittelwert 0,096 mg l-1), Nitrat war an allen Messtagen nur in geringen Konzentrationen vorhanden (Mittelwert 0,010 mg l-1).

Der Siliziumgehalt lag im Großen Selchower See mit im Mittel 13,6 mg l-1 sehr hoch und war an keinem der Messtage unter 5,9 mg l-1 gesunken.

Der Große Selchower See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als polytroph 1 klassifiziert (TI 3,8). Im Vergleich zu 2008 (TI 3,8 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie nicht verändert.


Phytoplankton des Großer Selchower See 2013

Der Gr. Selchower See wies im gesamten Untersuchungszeitraum hohe Planktongehalte auf, mit den höchsten Werten Anfang September (21,1 mm3 l-1 Biovolumen und 107 µg l-1 Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 16,6 mm3 l-1 Biovolumen und 86,8 µg l-1 Chl. a. Es dominierten nahezu ganzjährig wie im benachbarten Schweriner See (Kap. 5.1.18) sehr deutlich fädige Blaualgen (Cyanobakterien), mit Anteilen an der Gesamtbiomasse von 85 – 99 %. Daneben traten Schlundalgen (Cryptophyceen) im gesamten Zeitraum und Hornalgen (Dinophyceen) im Sommer subdominant auf (Abb. 5).

An nahezu allen Terminen war die oscillatoriale und feinfädige Art Pseudanabaena limnetica bestandsbildend. Nur im Juli und August waren andere Blaualgen wie Planktothrix agardhii (je 21 und 10 % Anteil an der Gesamtbiomasse), Aphanizomenon gracile (18 % Anteil im Juli) und Pseudanabaena catenata (26 % Anteil im Juli) ebenso stark vertreten. Der Neophyt Cylindrospermopsis raciborskii aus der Gruppe der nostocalen Blaualgen war ebenso vorhanden, wenn auch in geringen Abundanzen.

Abb. 5: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Großen Selchower See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.



Bei gleichbleibendem polytrophem Trophiestatus in beiden Jahren (TI 3,8) zeigten sich beim Phytoplankton Unterschiede in der Artenzusammensetzung. Während 2013 nur im Juli und August andere fädige Arten wie Planktothrix agardhii und Aphanizomenon gracile neben Pseudanabaena limnetica in erhöhter Dichte auftraten (bis max. 20 % Anteil an der Gesamtbiomasse), waren 2008 im gesamten Untersuchungszeitraum von April bis Oktober vor allem die oscillatorialen Arten Limnothrix redekei und Planktothrix agardhii mindestens genauso dominant wie Pseudanabaena limnetica. Vor allem die starke Dominanz von Planktothrix agardhii (Juni bis Oktober ca. 40 % Anteil an der Gesambiomasse) führte zu insgesamt höheren Biovolumina 2008 gegenüber 2013 (ARP & KOPPELMEYER 2009). Diese Art ist ein Indikator einer höheren Trophie.

5.1.8 Großer Wünsdorfer See

Der 168 ha große Wünsdorfer See hat eine annähernd dreieckige Seefläche. Die Maximal-tiefe beträgt 10,8 m, die mittlere Tiefe 4,6 m. Die tiefste Stelle liegt annähend in der Mitte. Der See weist im Sommer eine stabile Temperaturschichtung auf (Typ 10). Der aus einem kleineren See kommende Zufluss mündet im Süden, der Abfluss verlässt den See an der Nordspitze.

Anfang Juni lag die Sprungschicht bei 6 bis 8 m. Bei Sättigungswerten von nur etwa 70 % im Oberflächenwasser setzte schon im oberen Metalimnion unterhalb von 6 m akuter Sauerstoff-schwund ein. Ab 7 m war das Wasser nahezu, ab 9 m vollständig sauerstofffrei. Im Juli reichte die sauerstofffreie Zone bis 7 m, im August sogar bis 4 m hinauf. Anfang September war die Sprungschicht auf 6 m abgesunken, im Oktober bestanden zwar kaum Temperaturdifferenzen, es bestand aber weiterhin ein starker Sauerstoffabfall zur Tiefe (Minimum des SSI über Grund 29 %). Im November war der gesamte Wasserkörper mit einem SSI von nur 44 % stark untersättigt. Das Redoxpotential blieb stets jedoch positiv.

Der Wünsdorfer See war mit einem Säurebindungsvermögen von 2,3 mmol l-1 (Mittelwert) recht gut gepuffert. Sowohl der pH-Wert (7,6 bis 8,6) als auch das Säurebindungsvermögen (1,6 bis 2,7 mmol l-1) zeigten trotzdem starke Schwankungen.

Die Sichttiefen lagen im Wünsdorfer See zwischen 0,5 und 2,4 m (Mittelwert 1,1 m). Ein Klarwasserstadium war nicht zu beobachten. Die Konzentrationen der Photopigmente lagen zwischen 4,4 µg l-1 Chl a im November und 195 µg l-1 Chl a im Oktober (Mittelwert 73 µg l-1).

Die Konzentration des Gesamtphosphors waren mit Werten zwischen 0,048 und 0,240 mg l-1 (Mittelwert: 0,121 mg l-1) sehr hoch. Der gelöste reaktive Phosphor, der den Sommer über nur in geringen Mengen vorhanden war, erreichte im November mit 0,124 mg l-1 eine sehr hohe Konzentration.

Die Konzentrationen des Gesamtstickstoffs waren demgegenüber vergleichsweise gering (Mittelwert: 1,7 mg l-1) und schwankten nur wenig zwischen 1,6 und 2,0 mg l-1. Der Stickstoff


lag an vielen Messtagen fast nur partikulär gebunden vor. Anorganischer Stickstoff kam überwiegend als Ammonium vor (MW 0,210 mg l-1), Nitrat war häufig gar nicht vorhanden (Mittelwert von 0,024 mg l-1).

Der Siliziumgehalt stieg im Wünsdorfer See von unter 1 mg l-1 im Juni und Juli auf 4,1 mg l-1 im November (Mittelwert 2,0 mg l-1).

Der Wünsdorfer See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als polytroph 1 (TI 3,7) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 3,2 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie um eine halbe Klasse verringert. Diese Veränderung ist zu relativieren, da die jeweiligen Wetterbedingungen und Probenahmetermine in Flachseen entscheidend für die Trophieeinstufung sein können. 2008 begann die Probenahme mindestens 6 Wochen früher und endete 4 Wochen früher als 2013.

Phytoplankton des Großer Wünsdorfer See 2013

Der Große Wünsdorfer See wies von Juli bis Oktober hohe Phytoplanktongehalte auf, wobei die höchsten Werte im August (Biovolumen) bzw. Oktober Chl.a) ermittelt wurden. Das Mittel aller Proben betrug 13,6 mm3 l-1 Biovolumen und 73,4 µg l-1 Chl. a. Es dominierten im Jahresverlauf zahlreiche Algengruppen, besonders Hornalgen (Dinophyceen) und Blaualgen (Cyanobakterien) im Sommer und Kieselalgen (Bacillariophyceen) und Schlundalgen (Cryptophyceen) im Juni und im Herbst (Abb. 6).

Nach dem Klarwasserstadium war Anfang Juli und Anfang August Ceratium furcoides aus der Gruppe der Dinophyceen die Hauptart. Daneben traten zunehmend nostocale Cyanobakterien hervor. Die Biomasse der Blaualgen erreichte die höchsten Werte Anfang September, wobei nun eher oscillatoriale Arten hervortraten. Anfang Oktober nach stärkerer Durchmischung hatten diese stark abgenommen und an ihre Stelle waren Schlundalgen getreten.


Abb. 6: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Großen Wünsdorfer See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.9 Hölzerner See

Der Hölzerne See (Seefläche 115 ha) schließt sich direkt an den Klein Köriser See an. Er hat ein wannenförmiges Seebecken mit steilen Ufern und relativ weiten Bereichen mit größerer Tiefe ist (mittlere Tiefe von 7,6 m). Durch einen flacheren Bereich in der Mitte ist der See schwach in zwei Becken gegliedert. Die tiefste Stelle (14,6 m) befindet sich im Südwesten des Sees. Der Hölzerne See weist im Sommer eine stabile Temperaturschichtung auf (Seetyp 10). Neben dem Zustrom aus dem Klein Köriser See erhält der Hölzerne See einen weiteren vermutlich nur kleinen Zufluss im Nordwesten aus dem Förstersee.

Anfang Juni hatte im Hölzernen See bei deutlich ausgeprägter Schichtung (Sprungschicht zwischen 5 und 7 m) bereits im Epilimnion ein rapider Sauerstoffschwund eingesetzt, und das


Hypolimnion war bereits ab 9 m Wassertiefe sauerstoffrei. Anfang August war sogar das Metalimnion ab 4 m vollständig sauerstoffrei. Im September begann das Metalimnion abzusinken, im November war der Hölzerne See voll durchmischt und wies über den gesamten Wasserkörper einen sehr geringen SSI von unter 40 % auf. Deutlich negative Redoxpotentiale wurden zu keinem Zeitpunkt gemessen.

Eine Sauerstoffübersättigung wurde in dem stets um die Mittagszeit beprobten See nur an einem Tag gemessen (125 % im August).

Der pH-Wert im Oberflächenwasser lag zwischen 7,6 und 8,8, schwankte also bei mittlerer Pufferung (Mittelwert der Säurekapazität: 2,0 mmol l-1) recht stark.

Die Sichttiefen lagen im Hölzernen See zwischen 0,8 und 2,2 m (Mittelwert 1,3 m). Die Chlorophyll-a-Konzentrationen schwankten recht stark zwischen 8,9 und 76 µg l-1 (Mittelwert 45 µg l-1 Chl a).

Der Gesamtphosphor lag an allen Messtagen außer im November fast vollständig partikulär gebunden vor. Er bewegte sich zwischen 0,026 mg l-1 im Juni und 0,103 mg l-1 im November (Mittelwert 0,065 mg l-1).

Auch der Gesamtstickstoff (Mittelwert 1,4 mg l-1) lag außer zur Herbstzirkulation fast vollständig partikulär vor. Der anorganische Anteil bestand überwiegend aus Ammonium (MW 0,162 mg l-1). Nur zur Vollzirkulation im November erreichte das Nitrat (Mittelwert 0,018 mg l-1) mit 0,055 mg l-1 einen etwas höheren Wert.

Die Siliziumgehalte stiegen von 0,5 mg l-1 im Juni kontinuierlich an und erreichten im November den Höchstwert von 3,6 mg l-1 (MW 2,0 mg l-1).

Der Hölzerne See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als eutroph 2 (TI 3,3) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 3,1 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie leicht verringert.

Phytoplankton des Hölzerner See 2013

Das Plankton des Hölzerner Sees ist in der Zusammensetzung und dem jahreszeitlichen Verlauf sehr ähnlich dem Plankton des Klein Köriser Sees (siehe Kap. 5.1.11), der ihn speist. Dagegen ist die Biomasse, u.a. aufgrund der stabileren Schichtung, etwa 1/3 geringer als im Klein Köriser See. Der Hölzerner See wies insgesamt deutlich erhöhte Planktongehalte auf, mit hohen Werten Anfang August und September (Sept.: 12,9 mm3 l-1 Biovolumen und 76 µg l-1 Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 6,2 mm3 l-1 Biovolumen und 45,3 µg l-1 Chl. a. Es dominierten nahezu im gesamten Zeitraum Blaualgen (Cyanobakterien), im Sommer mit hohen Anteilen an der Gesamtbiomasse. Daneben traten verstärkt Schlundalgen (Cryptophyceen) im Frühsommer und Herbst und Hornalgen (Dinophyceen) im Sommer auf (Abb. 7).

Wie im Klein Köriser See dominierten bei den Cyanobakterien nostocale und oscillatoriale Formen. Nostocale Arten waren im gesamten Sommer sehr zahlreich, auch verschiedene Neophyten. In der Biomasse wiesen sie nur Anfang August einen hohen Anteil auf, vor allem


mit Anabaena macrospora (34 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Daneben wurden die Blaualgen in erster Linie durch die feinfädige Art Pseudanabaena limnetica und abgeschwächt auch durch Pseudanabaena catenata geprägt. An Dinophyceen traten vor allem Ceratium hirundinella und C. furcoides hervor, daneben in geringen Anteilen einige andere Arten.


Das Phytoplankton beider Jahre ist ähnlich, sowohl in der Zusammensetzung als auch der mittleren Biomasse, wobei die Planktongehalte sowohl beim Biovolumen als auch Chl.a 2013 gegenüber 2008 leicht erhöht waren. Die Blaualgenblüte 2008 war weniger stark ausgeprägt, wobei die Gruppen bzw. Taxa, Nostocales und Oscillatoriales mit Pseudanabena, auch 2008 dominierten (ARP & KOPPELMEYER 2009).

Abb. 7: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Hölzerner See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.10 Kalksee

Der 83 ha große, 10 m tiefe langgestreckte Kalksee stand vermutlich schon vor dem Tagebau der Rüdersdorfer Kalkwerke über das Grundwasser mit der Rüdersdorfer Struktur, den durch die Aufwölbung eines Salzkissens zutage tretenden, muschelkalkreichen Triasschichten, in Verbindung. Er erhält jetzt über das Mühlenfließ zusätzlich salzhaltige Grubenwässer in der Größenordnung von mehr als 20 m³/min. Über die Schleuse Woltersdorf entwässert der Kalksee in den Flakensee (NIXDORF et al. 2004). Der Kalksee ist dem Seetyp 10 zugeordnet, war jedoch 2013 nur phasenweise im Sommer geschichtet (s.u.) (ebenso ist lt. LUGV http://www.lugv.brandenburg.de/cms/media.php/lbm1.a.3310.de/wrrl_054.pdf der Kalksee nicht dimiktisch). Bei der Berechnung des Phyto-Seen-Indexes wurde der see daher ebenso dem Typ 11.1 zugeordnet (ungeschichtet mit großem Einzugsgebiet und mittlerer Tiefe > 3 m � Kap. 5.2)

Die Temperaturschichtung war im Kalksee nur schwach ausgeprägt, ein Hypolimnion gab es nicht. Im Juni reichte die Sprungschicht von 5 m Wassertiefe bis zum Grund, Ende Juni und Juli hatte sie sich auf 4 m nach oben verlagert. Bereits Ende August war die Schichtung nahzu aufgelöst, Anfang Oktober war der Kalksee vollständig durchmischt.

Ende Juli und Ende August war das Tiefenwasser ab 7 m sauerstofffrei. Nach vollständiger Durchmischung im Herbst betrug die Sättigung in der Wassersäule um 85 %. Das Redox-potentiale blieb stets weit im Positiven. Der maximale SSI im Oberflächenwasser wurde im Juli gemssen (126 %).

Mit einem mittleren Säurebindungsvermögen von 3,4 mmol l-1 war dieser kalkreiche See sehr gut gepuffert. Während das SBV mit Werten zwischen 2,5 und 3,9 mmol l-1 große Schwankungen zeigte, waren die Schwankungen beim pH-Wert vergleichsweise gering (Minimum 7,7 Maximum 8,3).

Die Wassertransparenzen waren bei einer mittleren Sichttiefen von nur 4,7 m für branden-burgische Verhältnisse sehr hoch (Minimum: 3,3 m, Maximum 7,0 m), die Chlorophyll-a-Konzentrationen mit einem Mittelwert von 6,2 µg l-1 entsprechend gering.

Der Gesamtphosphor, der durch den hohen Kalkgehalt vom Phytoplankton weniger gut ausgenutzt werden kann, schwankte recht stark zwischen 0,014 mg l-1 Ende Juli und über 0,050 mg l-1 im Herbst (Mittelwert 0,038 mg l-1). Gelöster reaktiver Phosphor wurde an mehreren Tagen gemessen, war insgesamt jedoch gering (Mittelwert 0,008 mg l-1).

Der Gesamtstickstoff war mit Werten stets deutlich unter 1 mg l-1 sehr gering (Mittelwert 0,59 mg l-1). Der anorganische Anteil schwankte dabei zwischen 5 % und 39 %, wobei Ammonium und Nitrat meist in ähnlichen Anteilen vorlagen.

Die Konzentration an gelöstem Silizium lag stets über 3 mg l-1 (Mittelwert 4,1 mg l-1).

Neben hohen Calciumkonzentrationen (Mittelwert 207 mg l-1) waren hohe Natrium-konzentrationen (Mittelwert 66 mg l-1) auffällig. Die elektrische Leitfähigkeit war hierdurch sehr hoch (Maximum 1345 µS cm-1). Die während der Stagnation in den oberen


Wasserschichten (besonders im unteren Epilimnion) deutlich höhere Leitfähigkeit zeigt, dass sich das eingeleitete salzhaltige Grubenwasser im Epilimnion einschichtet.

Der Kalksee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 2 (TI 2,2) klassifiziert. Im Vergleich zu 2006 (TI 2,4 �ARP 2007) hat sich die Trophie 2013 geringfügig verringert.

Phytoplankton des Kalkseee 2013

Der Kalksee wies im Mittel nur leicht erhöhte Phytoplanktongehalte auf. Nur Ende August wurden bei nahezu vollständiger Durchmischung des Wasserkörpers mit 3,6 mm3 l-1 Biovolumen und 10,4 µg l-1 Chl. a höhere Dichten ermittelt. Das Mittel aller 6 Proben betrug 1,0 mm3 l-1 Biovolumen und 6,2 µg l-1 Chl. a. Es dominierten im Jahresverlauf besonders Dinophyceen, Cyanobakterien und Cryptophyceen (Abb. 8).

Ende Juni und Ende Juli waren Cyanobakterien relativ stark vertreten, wobei zuerst mehrere nostocale Formen der Gattung Anabaena vorherrschten, während Ende Juli eher Aphanizomenon-Arten aus der Gruppe der Nostocales hervortraten. Daneben war im Juli Peridiniopsis polonicum aus der Gruppe der Dinophyceen (11 % Anteil an der Gesamtbiomasse) stark vertreten.

Ende August dominierte deutlich Ceratium furcoides aus der Gruppe der Dinophyceen, mit den höchsten Biomassen einer Art in diesem Untersuchungszeitraum im Kalksee (83 % Anteil an der Gesamtbiomasse).


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Abb. 8: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Kalksee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.11 Klein Köriser See

Die Seefläche des Klein Köriser Sees ist 157 ha groß. Das mäßig langgestreckte Seebecken ist in weiten Bereichen wannenförmig mit steil abfallenden Ufern (mittlere Tiefe 4,5 m). Die tiefste Stelle (11,0 m) befindet sich in der Nähe des Nordostufers.

Der Klein Köriser See erhält neben dem südlich einmündenden Zufluss aus dem Teupitzer See einen weiteren Zufluss in im Süden sowie im Nordosten den Stintgraben.

Bereits Anfang Juni wies der Klein Köriser See, dessen Sprungschicht zu der Zeit zwischen 6 und 7 m lag, ein sauerstofffreies Hypolimnion auf. Bei nur schwach ausgeprägter Sprung-schicht dehnte sich die sauerstoffreie Zone bis zum August auf 4 m Wassertiefe aus. Anfang September begann die Schichtung sich aufzulösen, im Oktober war der See nahezu, im


November vollständig durchmischt. Der SSI betrug jetzt im gesamten Wasserkörper unter 70 %. Deutlich negative Redoxpotentiale wurden zu keinem Zeitpunkt gemessen.

Bei mittlerem Puffervermögen (2,1 mmol l-1) lagen die gemessenen pH-Werte zwischen 7,8 und 8,8, schwankten also recht deutlich.

Die Wassertransparenzen waren bei einer mittleren Sichttiefen von nur 1,0 m (Minimum: 0,7 m, Maximum 1,4 m) in der Regel gering. Die Konzentrationen der Photopigmente lagen zwischen 22 und 123 µg l-1 Chl a (Mittelwert: 72 µg l-1 Chl a).

Der Gesamtphosphor lag während der Stagnationsphase fast ausschließlich partikulär vor. Die Konzentration schwankten zwischen 0,047 und 0,111 mg l-1 (Mittelwert 0,083 mg l-1). Mit einsetzender Durchmischung stieg der gelöste reaktive Phosphor an und erreichte im November mit 0,046 mg l-1 sein Maximum.

Der Gesamtstickstoff (Mittelwert 1,6 mg l-1) erreichte im August ein Maximum (2,3 mg l-1). Der anorganische Stickstoff lag überwiegend als Ammonium vor. Vor allem zur Herbstzirkulation im November erreichte er einen höheren Werte (0,62 mg l-1).

Die Konzentration an gelöster Kieselsäure schwankten nur wenig, sie stiegen von 1,5 mg l-1

im Juli auf 3,8 mg l-1 im November an (Mittelwert 2,5 mg l-1).

Der Klein Köriser See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als eutroph 2 (TI 3,5) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 3,3 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie nahezu nicht verändert.

Phytoplankton des Klein Köriser See 2013

Das Plankton des dimiktischen Klein Köriser Sees weist in Teilen Ähnlichkeiten mit dem Plankton des südlich gelegenen polymiktischen Teupitzer Sees auf, der ihn speist. Dies gilt sowohl für die Zusammensetzung als auch die Biomasse. Der Klein Köriser See wies insgesamt hohe Planktongehalte auf, mit besonders hohen Werten Anfang August bis Anfang Oktober (11 - 18 mm3 l-1 Biovolumen und 94 - 123 µg l-1 Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 9,6 mm3 l-1 Biovolumen und 72,2 µg l-1 Chl. a. Es dominierten nahezu im gesamten Zeitraum Blaualgen (Cyanobakterien). Daneben traten subdominant nur Schlundalgen (Cryptophyceen) und Hornalgen (Dinophyceen) auf (Abb. 9).

Wie im Teupitzer See dominierten im Sommer bei den Cyanobakterien nostocale und oscillatoriale Formen. Nostocale Arten waren im gesamten Sommer sehr zahlreich, auch verschiedene Neophyten. In der Biomasse wiesen sie nur Anfang August einen hohen Anteil auf, in erster Linie mit Aphanizomenon yezoense und Aph. gracile. Daneben wurden die Blaualgen in erster Linie durch die feinfädige Art Pseudanabaena limnetica und abgeschwächt auch durch Pseudanabaena catenata geprägt. An Dinophyceen traten vor allem Ceratium hirundinella, C. furcoides und Arten des Peridinium umbonatum-Komplexes hervor.


Abb. 9: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Klein Köriser See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.12 Krüpelsee

Krüpelsee und Sellenzugsee gehören zum hydrologisch sehr komplizierten Gewässersystem der Dahme. Die Dahme durchfließt zunächst den Krüpelsee und dann, nach Aufnahme mehrerer weiterer Fließgewässer, den Sellenzugsee.

Krüpelsee

Der rinnenförmige Krüpelsee, der hier mit dem Krimnicksee zusammengefasst ist, hat zusammen mit diesem eine Fläche von 223 ha. Die Maximaltiefe beträgt 5,1 m.


Temperaturgradienten waren im Krüpelsee nur wenig ausgeprägt. Nur im Juli konnte bei Oberflächenwassertemperaturen von fast 25°C in der Tiefe ein Temperatursprung von 3°C gemessen werden, der bereits zu völligem Sauerstoffschwund geführt hatte. Die maximale gemessene Sauerstoffsättigung von 114 % wurde im Juli im Oberflächenwasser gemessen. An den übrigen Tagen lag der SSI meist zwischen 80 und 100 %. Negative Redoxpotentiale wurden nicht gemessen.

Bei einem mittleren Säurebindungsvermögen von 2,0 mmol l-1 schwankte der pH-Wert im Oberflächenwasser zwischen 7,6 und 8,2.

Die Sichttiefe lag meist bei 1 m oder knapp darunter, nur im November erreichte sie mit 1,7 m einen etwas höheren Wert (Mittelwert 1,0 m). Die Chlorophyllgehalte lagen im Mittel bei 52 µg l-1 Chl a und schwankten zwischen 12 und 125 µg l-1 Chl a.

Die Konzentration des Gesamtphosphors schwankte mit Werten zwischen 0,041 und 0,075 mg l-1 nur wenig (Mittelwert 0,058 mg l-1). Anorganischer reaktiver Phosphor war im Mai und August in höheren Konzentrationen vorhanden (maximal 0,035 mg l-1).

Die Gesamtstickstoffgehalte schwankten dagegen mit Werten zwischen 0,76 und 2,2 mg l-1 recht stark (Mittelwert 1,3 mg l-1). Nitrat war mehrfach in höherer Konzentration messbar (Maximum 0,76 mg l-1 im Juni).

Die Konzentration der gelösten Kieselsäure war nur im Mai unter 1 mg l-1 Si gesunken. Im Folgenden schwankte sie zwischen 2,2 und 6,3 mg l-1 (Mittelwert aller Messtage: 3,6 mg l-1).

Der Krüpelsee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als polytroph 1 (TI 3,6) klassifiziert. Im Vergleich zu 2007 (TI 3,8 �ARP & KOPPELMEYER 2008) hat sich die Trophie 2013 geringfügig verringert.

Phytoplankton des Krüpelsees 2013

Der sehr flache und relativ stark durchflossene Krüpelsee ist im Frühsommer und abgeschwächt im Herbst erwartungsgemäß kieselalgengeprägt. Nur im Sommer bei geringeren Durchflüssen sind Cyanobakterien in diesem Flachsee dominant und bilden die größten Biomassen. Der Krüpelsee wies insgesamt deutlich erhöhte Planktongehalte auf, mit den höchsten Werten Ende August (15 mm3 l-1 Biovolumen und 125 µg l-1 Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 6,4 mm3 l-1 Biovolumen und 52,3 µg l-1 Chl. a. Daneben traten subdominant Schlundalgen (Cryptophyceen) und Hornalgen (Dinophyceen) auf (Abb. 10).

Die Kieselalgen waren im Frühsommer (Mai/Juni) besonders durch Aulacoseira-Arten geprägt, vermutlich Aulacoseira granulata und Aul. ambigua, was jedoch in diesem Rahmen nicht genauer untersucht werden konnte. Im Herbst war Diatoma tenuis die Hauptart der Kieselalgen.

Im Sommer wurden zahlreiche Arten aus der Gruppe der nostocalen Cyanobakterien gefunden, auch verschiedene Neophyten. In erhöhter Biomasse traten die Nostocales besonders Ende Juli auf, mit den Hauptarten Aphanizomenon gracile und Aph. issatschenkoi. Die höchsten Biomassen wurden aber durch oscillatoriale Blaualgen ermittelt. Es waren dies


die Art Pseudanabaena limnetica und abgeschwächt auch Pseudanabaena catenata. An Dinophyceen traten vor allem Ceratium furcoides und Arten des Peridinium umbonatum-Komplexes hervor, daneben noch andere Arten in geringeren Abundanzen.

Abb. 10: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Krüpelsee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.13 Motzener See

Der Motzener See erstreckt sich in Nordsüdrichtung und besitzt eine annähernd spindel-förmige Seefläche von 205 ha. Etwa in der Mitte des Sees gibt es eine inselartige Untiefe. Südlich davon liegt die tiefste Stelle (16,6 m). Die mittlere Tiefe beträgt 8,1 m. Der Motzener


See erhält im Süden Zufluss u. a. vom Töpchiner See über den Galluner Kanal, über den er im Norden Richtung Nottekanal entwässert. Der Motzener See weist im Sommer eine stabile Temperaturschichtung auf (Seetyp 10).

Die Sprungschicht lag im Juni 2013 zwischen 6 und 8 m, stieg dann zunächst auf 5 bis 7 m und war im Anfang September wieder abgesunken. Anfang Oktober war der See bis auf die untersten Wasserschichten durchmischt, im November hatte die Zirkulation den gesamten Wasserkörper erfasst.

Anfang Juni hatte im unteren Metalimnion bereits Sauerstoffschwund eingesetzt, über Grund betrug die Sättigung aber noch 8 %. Im Juli war das Hypolimnion ab 10 m nahezu sauerstoff-frei, bis Anfang August hatte diese sauerstofffreie Zone sich auf 6 m Wassertiefe nach oben ausgedehnt. Mit absinkender Sprungschicht bei sehr steilem Temperatursprung hatte sich Anfang September ins Oberflächenwasser sauerstoffarmes Tiefenwasser gemischt, der SSI lag im Oberflächenwasser durchweg unter 90 %, während ab 8 m völlige Sauerstofffreiheit herrschte. Anfang Oktober, bei nahezu vollendeter Durchmischung, fiel der SSI vom gemessenen Maximum im Oberflächenwasser (115 %) in der Tiefe fast linear ab bis er bei 12 m 0 % erreichte. Im November war bei vollständiger Durchmischung die gesamte Wasser-säule deutlich untersättigt (SSI um 70 %).

Negative Redoxpotentiale wurden nicht gemessen.

Bei einem mittleren Säurebindungsvermögen von 2,3 mmol l-1 ist der Motzener See gut gepuffert, die pH-Werte lagen im Oberflächenwasser zwischen 7,8 und 8,4.

Die Sichttiefen lagen im Motzener See zwischen 1,4 m und 4,1 m (Mittelwert 2,8 m). Im Juni und Juli umfasste bei Sichttiefen von 4,1 und 3,1 m die euphotische Zone neben dem Epilimnion auch das Metalimnion und im Juni sogar Teile des Hypolimnions.

Die Chlorophyll-a-Konzentrationen lagen zwischen 5,6 und 33 µg l-1 Chl a (Mittelwert: 12 µg l-1 Chl a), waren also im Mittel auffällig gering.

Die Gesamtphosphorkonzentrationen zeigten im Sommer die für einen geschichteten See typische Abnahme im Epilimnion und nahmen mit beginnender Zirkulation im Herbst wieder zu. Mit 0,112 mg l-1 waren sie bei vollendeter Herbstzirkulation recht hoch (Mittelwert 0,071 mg l-1). Gelöster reaktiver Phosphor war zeitweise in höheren Konzentrationen vorhanden (Maximum 0,112, Mittelwert: 0,029 mg l-1).

Die Gesamtstickstoffkonzentrationen nahmen von 1,9 mg l-1 im Juni auf 0,6 mg l-1 im November kontinuierlich ab (Mittelwert 1,3 mg l-1). Anorganischer Stickstoff war außer im Oktober stets vorhanden und lag sowohl als Ammonium (Mittelwert 0,067 mg l-1) als auch als Nitrat (Mittelwert 0,031 mg l-1) vor.

Gelöstes Silizium kam bis zum September nur in sehr geringen Konzentrationen vor und stieg dann etwas an (Mittelwert 0,94 mg l-1).


Der Motzener See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 2 (TI 2,5), an der Grenze zu eutroph 1, klassifiziert. Im Vergleich zu 2006 (TI 2,8 �ARP 2007) und 2009 (TI 2,4 �ARP & KOPPELMEYER 2010) zeigt sich kein Trend einer Veränderung der Trophie.

Phytoplankton des Motzener See 2013

Der Motzener See wies im Mittel leicht erhöhte Planktongehalte auf, mit steigenden Werten von Anfang Juni bis Anfang Oktober, wobei im Oktober mit 4,3 mm3 l-1 Biovolumen und 32,6 µg l-1 Chl.a deutlich die höchsten Biomassen erreicht wurden. Das Mittel aller 6 Proben betrug 1,7 mm3 l-1 Biovolumen und 12,1 µg l-1 Chl. a. Es dominierten im Jahresverlauf besonders Schlundalgen (Cryptophyceen) und in geringerem Maß Kieselalgen (Bacillariophyceen) (nahezu im gesamten Untersuchungszeitraum) und im Sommer Hornalgen (Dinophyceen) und Blaualgen (Cyanobakterien) (Abb. 11).

Nach dem Ende des Frühjahrs und geringen Biomassen Anfang Juni nahmen die Biomassen ab Juli langsam zu, ebenso die Gehalte der Dinophyceen. Deren Hauptvertreter war Anfang Juli Ceratium hirundinella (30 % Anteil an der Gesamtbiomasse) und Anfang August Ceratium furcoides (16 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Cyanobakterien wurden nur im August und besonders im September in erhöhter Dichte ermittelt, vor allem mit Arten der nostocalen Gattung Aphanizomenon. Im Herbst waren großvolumige Cryptomonas-Arten stark vertreten.

Phytoplankton 2013 im Vergleich zu 2006 und 2009

Der Motzener See liegt in den die letzten Jahren stets auf gleichem relativ niedrigem Niveau bezüglich des Planktongehaltes. 2006 und 2013 betrug das mittlere Biovolumen 1,7 mm3 l-1, 2009 1,8 mm3 l-1. In der Zusammensetzung der Arten und Algengruppen finden sich ebenso Parallelen. Nostocale Blaualgen-Arten und Ceratium aus der Gruppe der Dinophyceen waren auch 2006 und 2009 wichtige Vertreter.


Abb. 11: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Motzener See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.14 Pätzer Hintersee

Der Pätzer Hintersee bildet mit dem Pätzer Vordersee und dem Zeesener See eine Kette, deren Abfluss in Königswusterhausen in die Dahme mündet.

Der Pätzer Hintersee ist ein langgestreckter, buchtenreicher, sehr flacher See (Maximaltiefe 2,5 m) mit einer Fläche von 220 ha (mittlere Tiefe: 1,5 m, Typ 11). Er besitzt zwei mit Bruchwald bestandene Inseln, den Großen und den Kleinen Horst. Im Süden gibt es einen kleinen Zufluss. Der Abfluss, der sogenannte Strom, entwässert in den Pätzer Vordersee.


Der Pätzer Hintersee wies kaum Temperaturdifferenzen über die Wassersäule auf. Im Juli und August war trotz fehlender Temperaturschichtung in der unteren Wasserschicht der Sauerstoff auf Null gefallen und nahm auch bis Oktober in der unteren Wasserschicht nur wenig zu (SSI: 4 %). Die maximale Sauerstoffsättigung im Oberflächenwaser wurde Ende August gemessen (SSI 122 %).

Die Säurekapazität lag mit einem Mittelwert von 2,3 mmol l-1 im mittleren Bereich, sie veränderte sich im Beobachtungszeitraum nur wenig. Auch die pH-Werte-Schwankungen waren im Vergleich mit früheren Untersuchungen gering (pH 8,0 bis 8,8).

Die Sichttiefe war mit Werten zwischen 0,6 und 0,7 m ebenfalls sehr konstant. Die Konzentrationen der Photopigmente lagen mit Werten zwischen 37 und 133 µg l-1 Chl a hoch (Mittelwert 70 µg l-1 Chl a).

Gesamtphosphor, der außer im August an allen Messtagen fast vollständig partikulär gebunden vorlag, lag im Mittel bei 0,053 mg l-1.

Gesamtstickstoff wurde in Konzentrationen zwischen 1,1 und 1,9 mg l-1 gemessen, der anorganische Anteil war meist sehr gering und erreichte nur im November mit 0,39 mg l-1 Ammonium einen höheren Anteil.

Der Siliziumgehalt schwankte zwischen 3,4 und 6,2 mg l-1, mit einem Mittelwert von 4,7 mg l-1 liegen die Siliziumgehalte im Pätzer Hintersee eher hoch.

Der Pätzer Hintersee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als polytroph 1 (TI 3,7) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 4,0 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie geringfügig verbessert, vor allem durch die deutlich höheren Phosphorgehalte im Jahr 2008.

Phytoplankton des Pätzer Hintersee 2013

Der Pätzer Hintersees wies im gesamten Untersuchungszeitraum hohe bis deutlich erhöhte Planktongehalte auf, wobei Cyanobakterien immer deutlich dominierten. Das Mittel aller Proben betrug 13,1 mm3 l-1 Biovolumen und 70,4 µg l-1 Chl. a. Die jahreszeitlichen Schwankungen waren gering (Abb. 12).

Es dominierten bis Ende Juli fast ausschließlich dünnfädige Oscillatoriales, und zwar die zwei Arten Limnothrix planctonica (Mai), Pseudanabaena limnetica (Juni) und beide ähnlich stark im Juli. Nur Ende August trat neben den zwei genannten Arten auch Aphanizomenon yezoense (28 % Anteil an der Gesamtbiomasse) aus der Gruppe der Nostocales stärker hervor. Danach im Herbst waren erneut die 2 genannten oscillatorialen Arten deutlich dominierend.


Abb. 12: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Pätzer Hintersee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.15 Pätzer Vordersee

Der Pätzer Vordersee ist von annähernd runder jedoch recht buchtenreicher Gestalt. Die Seefläche beträgt 165 ha. Mit einer mittleren Tiefe von 6,3 m und einer Maximaltiefe von 16,2 m ist der Pätzer Vordersee im Sommer stabil geschichtet (Seetyp 10). Die tiefste Stelle befindet sich im westlichen Seebereich. Der Zufluss aus dem Hintersee mündet im Süden, der Abfluss verlässt den See im Norden.

Der Pätzer Vordersee war Ende Mai stabil geschichtet. Die Sprungschicht lag anfangs zwischen 5 und 7 m, sank bis zum August jedoch auf 8 bis 9 m, bis Anfang Oktober auf 11 bis 12 m ab. Im November hatte die Vollzirkulation den gesamten Wasserkörper erfasst.


Bereits im Ende Mai waren die unteren Meter sauerstofffrei, im Metalimnion gab es ein Sauerstoffminimum. Ende Juni war das gesamte Hypolinion sauerstoffrei. Ende Juli war sogar das Metalimnion anaerob. Mit sich auflösender Schichtung wurde auch das Oberflächenwasser untersättigt (SSI im gesamten Wasserkörper im November: 70 – 80 %). Das Redoxpotential war jedoch zu keinem Messtag in einem kritischen Bereich.

Der maximale im Oberflächenwasser gemessene Sauerstoffsättigungsindex betrug nur 108 % (Mai).

Das Säurebindungsvermögen lag im Pätzer Vordersee niedriger als im Hintersee (Mittelwert: 2,0 mmol l-1). Der pH-Wert schwankte im Oberflächenwasser zwischen 7,6 und 8,6.

Die Sichttiefen lagen im Vordersee im Mittel bei 1,9 m und schwankten recht wenig (Minimum 1,2 m, Maximum 2,8 m). Die Konzentrationen an Photopigmenten waren mit Werten zwischen 7,4 und 16 µg l-1 Chl a (MW 11 µg l-1 Chl a) erstaunlich niedrig.

Die Konzentrationen des Gesamtphosphors waren mit einem Mittelwert von 0,035 mg l-1 deutlich geringer als im nicht geschichteten Hintersee. Gelöster reaktiver Phosphor war an keinem Messtag in höheren Konzentrationen vorhanden (Maximum 0,007 mg l-1).

Die Gesamtstickstoffkonzentrationen lagen im Mittel bei 1,0 mg l-1. Der anorganische Anteil lag während der Schichtungsphase stets unter 10 %, während der Zirkulation erreichte das Ammonium sein Maimum von 0,29 mg l-1 NH4-N.

Der Siliziumgehalt war im Pätzer Vordersee mit einem Mittelwert von 0,71 mg l-1 sehr gering. Die Siliziumkonzentrationen lagen während der Schichtungsphase stets unter 1 mg l-1, und erreichten auch zur Zirkulation nur den geringen Wert von 1,5 mg l-1.

Der Pätzer Vordersee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 2 (TI 2,5), an der Grenze zu eutroph1, klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 2,7 �ARP &

KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie geringfügig verbessert.

Phytoplankton des Pätzer Vordersee 2013

Der Pätzer Vordersee wies im gesamten Untersuchungszeitraum leicht erhöhte Plankton-gehalte auf, wobei Schlundalgen (Cryptophyceen) und Blaualgen (Cyanobakterien) am stärksten vertreten waren. Deren Dominanz wurde nur Ende Juli durch ein starkes Auftreten der Hornalgen (Dinophyceen) unterbrochen. Das Mittel aller Proben betrug 1,2 mm3 l-1 Biovolumen und 11,1 µg l-1 Chl. a. (Abb. 13).

Bereits Ende Mai waren neben Cryptophyceen Cyanobakterien relativ stark vertreten, jedoch mit picoplanktischen Arten, die auf eine geringe Trophie verweisen (Cyanodictyon, 31 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Nach der Dominanz der Schlundalgen Ende Juni war das Bild im Hochsommer diverser. Ende Juli dominierte aus der Gruppe der Dinophyceen Ceratium hirundinella (34 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Cyanobakterien waren nun in geringerer Biomasse als im Mai vorhanden, jedoch mit neuen Arten aus der Gruppe der Nostocales. Nostocale Formen, auch Neophyta, nahmen im August weiter leicht zu. Außerdem traten bei den Blaualgen fädige Oscillatoriales hinzu. Diese Gruppe nahm zum


Herbst hin nochmal deutlich zu und erreichte Biomassen > 1 mm3 l-1 Biovolumen. Die Hauptvertreter waren deutlich Pseudanabaena catenata und vor allem P. limnetica, mit Anteilen von zusammen > 60 % an der Gesamtbiomasse.


Die geringfügige Verbesserung der Trophie von 2008 zu 2013 ist beim Phytoplankton deutlicher sichtbar. Bei nahezu gleichbleibendem mittleren Phosphorgehalt hat sich seit 2008 der Chl.a-Gehalt halbiert. Zudem ist das Biovolumen im Mittel auf ein Drittel des Wertes von 2008 gesunken. Bei den Arten traten 2013 die fädigen Blaualgen, vor allem Pseudanabaena limnetica, erst ab Frühherbst gehäuft auf, während 2008 bereits ab Ende Juli eine Dominanz erkennbar war.

Abb. 13: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Pätzer Vordersee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.16 Schermützelsee

Der in Nord-Süd-Richtung ausgerichtete Schermützelsee besitzt eine Seefläche von 133 ha. Mit einer Maximaltiefe von 37 m gehört er zu den tiefsten Seen Brandeburgs. Er ist im Sommer stabil geschichtet (Typ 10). Der Schermützelsee wird von Grundwasser gespeist sowie vom Sophienfließ, das im Norden einmündet. Über die Stöbber entwässert er in die Oder.

Der Schermützelsee zeigte bereits im Mai eine ausgeprägter Temperaturschichtung mit der Sprungschicht zwischen 4 und 6 m. Die Sprungschicht hatte sich im Juni und Juli zwischen 3 und 9 m noch schärfer ausgeprägt und war auch Ende August (5 bis 10 m) und Anfang Oktober (7 bis 10 m) nur wenig abgesunken. Mitte November bestand noch immer eine scharf ausgeprägte Sprungsschicht zwischen 10 bis 12 m. Ende Juni wurde ab dem unteren Meta-limnion ein kontinuierlicher aber mäßiger Sauerstoffabfall gemessen, selbst über Grund war jedoch noch Sauerstoff vorhanden. Ende Juli waren die unteren Meter sauerstofffrei, Ende August und Anfang Oktober herrschte ab 30 m Sauerstofffreiheit. Am letzten Probetag, dem 13.11., war bei immer noch nur leicht abgesunkenem Metalimnion das gesamte Hypolimnion sauerstofffrei. Das Redoxpotential blieb stets weit im Positiven. Der Schermützelsee zeigte von Ende Mai bis Ende Juli ein mal stärker, mal schwächer ausgeprägtes metalimnische Sauerstoffmaximum (maximaler SSI 131 % im Juli in 4 m Wassertiefe).

Mit einer mittleren Säurekapazität von 3,4 mmol l-1 ist das Wasser des Schermützelsees sehr gut gepuffert. Die Schwankungen der gemessenen pH-Werte im Oberflächenwasser (7,9 bis 8,2) waren im Gegensatz zu denen der Säurekapazität (3,2 bis 3,7 mmol l-1) gering.

Der Mittelwert der im Schermützelsee gemessenen Sichttiefen lag bei 3,8 m (Minimum 1,6 m, Maximum 6,5 m). Die Konzentrationen der Photopigmente waren mit einem Mittelwert von 2,3 µg l-1 Chl a sehr gering (Minimum < 1, Maximum 4,4 µg l-1 Chl a) und korrespondierten nur wenig mit den gemessenen Sichttiefen.

Auch die Konzentrationen des Gesamtphosphors lagen mit einem Mittelwert von 0.019 mg l-1 sehr niedrig (Maximum 0,026 mg l-1). Gelöster reaktiver Phosphor war an keinem Probetag von Bedeutung (Maximum 0,005 mg l-1 im November).

Die gemessenen Gesamtstickstoffkonzentrationen waren mit einem Mittelwert von 0,48 mg l-1 ebenfalls sehr gering und schwankten mit Werten zwischen 0,17 und 0,81 mg l-1 recht stark. Anorganisch gelöster Stickstoff hatte meist einen höheren Anteil und lag teils als Ammonium (Mittelwert: 0,037 mg l-1), teils als Nitrat vor (MW 0,030 mg l-1).

Die Siliziumgehalte waren mit einem Mittelwert von 1,3 mg l-1 gering. Sie waren im Juni (0,4) und Juli (0,8 mg l-1) deutlich abgesenkt.

Der Schermützelsee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 1 (TI 1,9) klassifiziert. Im Vergleich zu 2006 (TI 1,7 �ARP 2007) hat sich die Trophie 2013 geringfügig erhöht.


Phytoplankton des Schermützelsee 2013

Der Schermützelsee wies meist geringe Planktongehalte auf, mit einem leicht erhöhten Wert am 1. Oktober (1,5 mm3 l-1 Biovolumen und 4,4 µg l-1 Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 0,7 mm3 l-1 Biovolumen und 2,3 µg l-1 Chl. a. Es dominierten im Jahresverlauf Kieselalgen (Bacillariophyceen) (Frühsommer und Herbst) und im Sommer Hornalgen (Dinophyceen). Auch Goldalgen (Chrysophyceen), eine Gruppe mit zahlreichen Arten geringer Trophie, und Schlundalgen (Cryptophyceen) wurden gehäuft gefunden (Abb. 14).

Die Bacillariophyceen-Dominanz Ende Mai und Ende Juni war sowohl durch solitäre Centrales verschiedener Größen als auch durch Fragilaria crotonensis aus der Gruppe der Pennales geprägt. An Chrysophyceen wurden vor allem Dinobryon-Arten gefunden.


Die mittleren Biomassen waren 2006 wie 2013 sehr niedrig (0,5 mm3 l-1 Biovolumen). Die dominanten Algengruppen 2008 waren die gleichen wie 2013. Auch Chrysophyceen wurden verstärkt gefunden (ARP 2007).


Abb. 14: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Schermützelsee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.17 Schmöldesee

Das langgestreckte, rinnenförmige Becken des Schmöldesees ist von dem Hölzernen See nur durch eine kurze Verengung getrennt. Bei einer Maximaltiefe von 7,2 m (mittlere Tiefe 4,5 m) ist der 105 ha große Schmöldesee in der Regel ungeschichtet (Seetyp11). Die tiefste Stelle befindet sich im nördlichen Bereich nahe dem Ostufer.

2013 wies der Schmöldesee trotz seiner geringen Tiefe an den Messtagen im Juni, Juli und August eine recht deutliche Temperaturschichtung auf, wobei die Sprungschicht stets bis zum Grund reichte.


Bereits Anfang Juni war im Tiefenwasser ein rapider Sauerstoffschwund zu beobachten (SSI in in 6 m Tiefe: 12 %), Anfang August war der Wasserkörper ab 4 m Tiefe sauerstofffrei. Im September begann die Schichtung sich aufzulösen, im Oktober war der Schmöldesee aber noch immer nicht bis zum Grund durchmischt. Bei vollständiger Durchmischung im November betrug die Sauerstoffsättigung über die gesamte Wassersäule nur noch etwas über 50 %. Kritische Redoxpotentiale wurden nicht gemessen.

Während der Schichtungsphase lag der pH-Wert im Oberflächenwasser des mäßig gepufferten Schmöldesee (Säurebindungsvermögen 1,9 mmol l-1) zwischen 8,3 und 8,6. Bei vollständiger Durchmischung im November sank er auf 7,7.

Die Sichttiefen lagen im Schmöldesee zwischen 0,8 im August und 2,8 m im November (Mittelwert 1,4 m). Die Konzentrationen der Photopigmente lagen zwischen 5,9 und 110 µg l-1 Chl a, der Mittelwert betrug 50 µg l-1.

Die Gesamtphosphorgehalte schwankten recht stark und lagen mit einem Mittelwert von 0,067 mg l-1 in einem ähnlichen Bereich wie im oberhalb gelegenen Hölzernen See. Der Phosphor war auch hier überwiegend partikulär gebunden. Nur im November wurden mit 0,050 mg l-1 höhere Konzentrationen an gelöstem reaktiven Phosphor gemessen.

Die Gesamtstickstoffkonzentrationen lagen mit einem Mittelwert von 1,3 mg l-1 ebenfalls in einem ähnlichen Bereich wie im Hölzernen See. Der anorganische Anteil lag zwischen nahe 0 % im Oktober und 43 % im November zur Vollzirkulation. Ammonium erreichte zu diesem Zeitpunkt sein Maximum von 0,38 mg l-1.

Die Siliziumkonzentrationen lagen im Juni und Juli unter 1 mg l-1 und stiegen dann kontinuierlich auf 3,7 mg l-1 (Mittelwert 2,1 mg l-1).

Der Schmöldesee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als eutroph 2, an der Grenze zu polytroph 1, klassifiziert (TI 3,5). Im Vergleich zu 2008 (TI 3,4 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie nahezu nicht verändert.

Phytoplankton des Schmöldesee 2013

Der polymiktisch eingestufte Schmöldesee erhält Wasser aus dem südlich gelegenen Hölzerner See und weist somit große Ähnlichkeiten mit dem Plankton des genannten Sees auf. Das Plankton des Schmöldesees wies insgesamt deutlich erhöhte Planktongehalte auf, mit besonders hohen Werten Anfang August bis Anfang Oktober (6 - 17 mm3 l-1 Biovolumen und 77 - 110 µg l-1 Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 6,3 mm3 l-1 Biovolumen und 49,7 µg l-

1 Chl. a und war damit nahezu identisch mit dem mittleren Gehalt im Hölzerner See. Es dominierten ab Anfang August bis Oktober deutlich Blaualgen (Cyanobakterien). Daneben traten verstärkt Schlundalgen (Cryptophyceen), Kieselalgen (Bacillariophyceen) und Hornalgen (Dinophyceen) auf (Abb. 15).

Bis Anfang Juli war das Phytoplankton sehr divers, mit zahlreichen Algengruppen mit erhöhter Biomasse. Im Verlauf des Julis setzten sich die Blaualgen zunehmend durch und Anfang August dominierte Anabaena macrospora und Pseudanabaena limnetica und Pseudanabaena catenata. Die beiden letztgenannten Arten nahmen eine Monat später in der


Biomasse weiter zu und waren auch im Oktober anteilmäßig am stärksten. Die Vielfalt der Nostocales im Sommer war hoch. Die Struktur der Dinophyceen war sehr vielfältig, mit zahreichen Arten.


Das Phytoplankton beider Jahre ist ähnlich, sowohl in der Zusammensetzung als auch der mittleren Biomasse. 2008 waren im Sommer auch Dinophyceen stark vertreten, jedoch weniger vielfältig und mit starker Dominanz von Ceratium hirundinella (ARP &

KOPPELMEYER 2009). Dominante Blaualgenart war 2008 ebenso Pseudanabaena.

Abb. 15: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Schmöldesee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.18 Schweriner See

Der oberste See der Groß Schauener Seenkette ist der Schweriner See, der in west-östlicher Richtung liegend der Länge nach vom Köllnitzer Fließ durchflossen wird. Bei einer Seefläche von 177 ha beträgt die Mittlere Tiefe dieses ungeschichteten Sees nur 2,3 m (Seetyp 11). Die tiefste Stelle (4,8 m) befindet sich in der Nähe des östlichen Südufers. Die Ufer des wannen-förmigen Sees fallen relativ steil ab. An der Ostspitze des Sees bildet der Bugker See eine Ausbuchtung, nordöstlich schließt sich der Großer Selchower See an.

Der Schweriner See zeigte nur bei der Messung im August eine leichte Temperaturschichtung. Die Sauerstoffsättigung sank an diesem Tag bereits bei 3 m Wassertiefe stark ab und lag in der unteren Wasserschicht bei 0 %. Auch im September wurde bei nur sehr geringem Temperaturgradienten ab 2 m Wassertiefe ein deutliches Sauerstoffdefizit beobachtet (SSI um 60 %). An den übrigen Tagen lag der SSI über die gesamte Wassersäule zwischen 84 und 109 %.

Bei guter Pufferung des Wasser (MW der Säurekapazität: 2,5 mmol l-1) schwankte der pH-Wert zwischen 8,1 im und 8,6.

Die Sichttiefe war mit einem Mittelwert von 0,7 m im Schweriner See sehr gering und lag an keinem der Messtage über einem Meter (Maximum 0,9 m im November). Auch die Konzen-tration der Photopigmente zeigte nur geringe Schwankungen und lag im Mittel bei 51 µg l-1 Chl a.

Die Gesamtphosphor-Gehalte zeigten ebenfalls nur eine geringe Dynamik, der Mittelwert betrug 0,044 mg l-1. Anorganisch gelöster Phosphor hatte an keinem der Messtage eine Bedeutung Maximum 0,008 mg l-1).

Der Gesamtstickstoff lag im Mittel bei 1,9 mg l-1. Das Ammonium erreichte im November etwas höhere Konzentrationen (maximal 0,26 mg l-1), Nitrat war zwar stets nur in in geringen Konzentrationen vorhanden (maximal 0,019).

Der Siliziumgehalt lag im Mittel bei 5,3 mg l-1. Er stieg von 3,3 mg l-1 im Juni auf 6,4 mg l-1 im November kontinuierlich an.

Der Schweriner See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als polytroph 1 (TI 3,6) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 3,6 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie nicht verändert.

Phytoplankton des Schweriner See 2013

Der Schweriner See wies im gesamten Untersuchungszeitraum hohe Planktongehalte auf, mit relativ geringen jahreszeitlichen Schwankungen. Das Mittel aller 6 Proben lag bei 11,3 mm3 l-1 Biovolumen und 50,9 µg l-1 Chl. a. Der Schweriner See weist ein sehr ähnliches Plankton wie der benachbarte Gr. Selchower See (Kap. 5.1.7) auf, mit dem er verbunden ist. Es dominierten ganzjährig sehr deutlich fädige Blaualgen (Cyanobakterien), mit Anteilen an der


Gesamtbiomasse von 62 – 95 %. Daneben traten Schlundalgen (Cryptophyceen), Kieselalgen (Bacillariophyceen) und Hornalgen (Dinophyceen) subdominant auf (Abb. 16).

An nahezu allen Terminen war die oscillatoriale und feinfädige Art Pseudanabaena limnetica bestandsbildend. Nur im Juni und November war eine andere feinfädige Form ebenfalls stark vertreten, Limnothrix planctonica. Nostocale Arten waren daneben ebenfalls vertreten, wenn auch in geringerer Dichte. Hier dominierten ebenfalls dünnfädige Formen wie Aphanizomenon gracile und Aphanizomenon yezoense und zudem der Neophyt Cylindrospermopsis raciborskii, der Anfang September 10 % der Gesamtbiomasse aufwies.

Abb. 16: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Schweriner See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.



Bei gleichbleibendem polytrophem Trophiestatus in beiden Jahren (TI 3,6) zeigten sich im Schweriner See beim Phytoplankton Unterschiede in der Artenzusammensetzung. Während 2013 Pseudanabaena limnetica und abgeschwächt auch Limnothrix planctonica dominierten, trat 2008 phasenweise auch Planktothrix agardhii stärker hervor (ARP & KOPPELMEYER 2009), wenn auch nicht in so starker Dominanz wie im benachbarten Gr. Selchower See. Diese Art ist ein Indikator einer höheren Trophie.

5.1.19 Sellenzugsee

Im langgestreckten 73 ha großen Sellenzugssee erfolgte die Probenahme im größeren der beiden Becken, das etwas abseits vom Hauptstrom liegt. Die Maximaltiefe betrug 4,7 m.

Im Sellenzugsee war nur Ende Juni und Ende Juli zur unteren Wasserschicht hin ein Temperatursprung zu verzeichnen, der an beiden Messtagen in der unteren Wasserschicht zu Sauerstoffmangel geführt hatte (SSI 7 % und 1 %).

An drei Messtagen bestand eine mehr oder weniger starke Untersättigungen über die gesamte Wassersäule. Starker Übersättigung wurde dagegen nicht gemessen (maximal 104 %).

Die mittlere Sichttiefe lag bei 0,9 m (0,7 bis 1,4 m). Die Chlorophyllgehalte lagen im Mittel bei 56 µg l-1 Chl a und schwankten zwischen 28 und 133 µg l-1 Chl a.

Die Konzentration des Gesamtphosphors, der an mehreren Messtagen auch gelöst vorlag (Mittelwert 0,020 mg l-1 PO4-P), lag bei durchschnittlich 0,076 mg l-1 P.

Die Gesamtstickstoffgehalte zeigten mit Werten zwischen 0,84 und 2,0 mg l-1 starke Schwankungen. Da der See zeitweilig deutliche Sauerstoffuntersättigungen zeigte, kann von zeitweiliger Denitrifikation ausgegangen werden. Der Stickstoff lag außer im Juli und August überwiegend als Nitrat vor (Mittelwert Nitrat-N: 0,152 mg l-1, Mittelwert Ammonium-N: 0,047 mg l-1).

Der Siliziumgehalt sank im Sellenzugsee nur im Frühjahr unter 1 mg l-1 Si und nahm dann im Jahresverlauf wieder stetig zu (MW: 3,8 mg l-1 Si).

Der Sellenzugsee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als polytroph 1 (TI 3,7) klassifiziert. Im Vergleich zu 2007 (TI 3,8 �ARP & KOPPELMEYER 2008) hat sich die Trophie 2013 nahezu nicht verändert.

Phytoplankton des Sellenzugsee 2013

Der Sellenzugsee wies im gesamten Untersuchungszeitraum erhöhte bis hohe Planktongehalte auf, wobei in diesem stärker durchflossenen See ähnlich wie im Krüpelsee Kieselalgen (Bacillariophyceen) ganzjährig stark vertreten waren, besonders im Frühsommer und Herbst.


Blaualgen (Cyanobakterien) dominierten bei höheren Temperaturen im Sommer. Das Mittel aller Proben betrug 6,7 mm3 l-1 Biovolumen und 56,1 µg l-1 Chl. a (Abb. 17).

Ende Mai und Ende Juni war das Phytoplankton stark durch die großvolumige durch das Zooplankton schlecht verwertbare Art Aulacoseira aus der Gruppe der Bacillariophyceen geprägt (jeweils etwa 70 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Danach nahmen bei höheren Temperaturen und geringerer Turbulenz Blaualgen deutlich zu, Ende Juli vor allem durch Nostocales, Ende August neben Nostocales ausgeprägt durch Oscillatoriales (Pseudanabaena). Dies setzte sich bis zum Oktober fort.

Abb. 17: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Sellenzugsee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.20 Senftenberger See

Der Senftenberger See (auch: Speicherbecken Niemtsch) ist ein Tagebaurestgewässer, das nach 1966 durch ansteigendes Grundwasser und durch Flutung mit Wasser der Schwarzen Elster entstanden ist. Der See liegt heute im Nebenschluss der Schwarzen Elster und dient u. a. als Speicherbecken zum Hochwasserschutz bzw. zur Stützung der Mindestwasserführung. Die Zuleitung von der Schwarzen Elster erfolgt am östlichen Seeufer bei Kleinkoschen unterhalb des Seewasserspiegels. Der Abfluss erfolgt über das Auslaufbauwerk Niemtsch am Westufer des Sees (MLUV BRANDENBURG 2007)

Aufgrund seiner Entstehung ist das maximal 26 m tiefe Seebecken (mittlere Tiefe 5,5 m) sehr unregelmäßig gestaltet mit sehr flachen Bereichen im Süden und Südwesten um die Insel herum und relativ kleinräumigen meist rinnenartigen Vertiefungen.

Die Probenstelle am Seetiefsten liegt nahe dem Nordufer in einem stark windexponierten Bereich. Trotz der relativ großen Wassertiefe war die Temperaturschichtung daher vergleichs-weise variabel: Ende Mai lag die Spungschicht noch zwischen 14 und 18 m, im Juni war sie bei voller Sauerstoffsättigung über die gesamte Wassersäule auf 7 bis 8 m angestiegen. Anfang August hatten sich die oberen Wasserschichten wieder vermischt, es bestand zwischen etwa 4 und 13 m ein kontinuierlicher Temperaturabfall, während der SSI zwischen 4 und 7 m von 109 % auf 30 % abfiel. Anfang September war die Sprungschicht zwar abgesunken, aber zwischen 11 und 13 m wieder deutlich schärfer ausgeprägt. Das Hypolimnion war jetzt sauerstofffrei, bereits in der Sprungschicht herrschte ein deutliches Defizit. Im Oktober und November war der Senftenberger See voll durchmischt mit Sauerstoffsättigungsindices um 90 %.

Ein deutlicher Abfall des Redoxpotentials in der Tiefe war an keinem Messtag zu beobachten.

Bei einer Säurebindungskapazität von nur 0,8 mmol l-1 lag der pH-Wert im Oberflächen-wasser meist zwischen 7,2 und 7,5. Nur Anfang August stieg er auf 8,2.

Die Sichttiefen waren mit Werten nicht unter 2,6 m recht hoch und variierten nur wenig (Mittelwert 3,1 m, Maximum 3,6 m). Die Chlorophyll-a-Konzentrationen waren mit einem Mittelwert von 4,7 µg l-1 sehr gering (Maximum 7,4 µg l-1).

Der Gesamtphosphorgehalt war nur im Mai etwas erhöht (0,041 mg l-1) und lag in den übrigen Monaten bei 0,019 mg l-1 und darunter (Mittelwert aller Messtage: 0,017 mg l-1). Gelöster reaktiver Phosphor war praktisch an keinem Messtag messbar.

Mit einem Mittelwert von 2,7 mg l-1 vergleichsweise hoch waren die Gesamtstickstoffwerte, deren Konzentrationen nicht unter 2 mg l-1 fielen. Der Stickstoff lag überwiegend anorganisch als Nitrat vor (Mittelwert 1,9 mg l-1), Ammonium war nur in geringen Konzentrationen vorhanden (Mittelwert 0,054 mg l-1).

Gelöstes Silizium war stets vorhanden (Minimum 1,7 mg l-1, Mittelwert 2,3 mg l-1).


Während die kationischen Hauptkomponenten Kalzium, Magnesium, Natrium und Kalium in durchschnittlichem Maß vorhanden waren, war die Säurekapazität mit einem kS 4,3 von 0,8 mmol l-1 gering. Da die Säurekapazität kS 4,3 im Wesentlichen durch die Pufferwirkung des Kohlensäuresystems entsteht, müssen die genannten Kationen durch andere anionische Hauptkomponenten, wahrscheinlich Sulfat, komplettiert werden.

Der Senftenberger See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 1 (TI 2,0), an der Grenze zu mesotroph 2, klassifiziert. Im Vergleich zu 2010 (TI 2,1 �ARP &

KOPPELMEYER 2011) hat sich die Trophie 2013 nahezu nicht verändert.

Phytoplankton des Senftenberger See 2013

Der Senftenberger See wies durchgehend geringe Planktongehalte auf, mit sehr geringen Schwankungen im Jahresverlauf. Das Mittel aller 6 Proben betrug 0,5 mm3 l-1 Biovolumen und 4,7 µg l-1 Chl. a. In diesem stark windexponierten See dominierten Kieselalgen (Bacillariophyceen) im gesamten Untersuchungszeitraum. Daneben traten vor allem im Sommer Hornalgen (Dinophyceen) und Blaualgen (Cyanobakterien) und ganzjährig Schlundalgen (Cryptophyceen) gehäuft auf (Abb. 18).

Die Dominanz der Bacillariophyceen wurde von verschiedenen Arten geprägt. Während Ende Mai mittelgroße solitäre Centrales dominierten, waren Ende Juni die pennale Form Fragilaria crotonensis und Anfang August kleine solitäre Centrales der Größe 5-10 µm d deutlich die Haupttaxa. Fragilaria crotonensis trat auch im Herbst, zusammen mit Tabellaria flocculosa, stark hervor. Die Cyanobakterien wurden vor allem durch Microcystis cf. aeruginosa geprägt, wenn auch auf sehr niedrigem Biomasse-Niveau.


Abb. 18: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Senftenberger See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


Im Vergleich zu 2010 waren die Phosphorgehalte 2012 deutlich höher (Mittel 0,047 mg/l TP). Trotzdem waren die Sichttiefen und die Planktongehalte, sowohl beim Biovolumen als auch Chl.a, nahezu gleich (ARP & KOPPELMEYER 2011). Auch 2010 waren Bacillariophyceen stark vertreten, wenn auch in den Anteilen deutlich geringer. 2010 waren Cryptophyceen deutlich stärker als 2013 und auch Chrysophyceen, eine Gruppe mit zahlreichen Arten geringer Trophie, wiesen relativ große Anteile auf und waren viel wichiger als 2013.

5.1.21 Stienitzsee

Das längliche Becken des Stienitzsees besitzt eine Fläche von 213 ha und eine mittlere Tiefe von 6,7 m. Die tiefste Stelle (14,2 m) befindet sich in der Nähe des sehr steilen Ostufers. Der


See ist im Sommer stabil geschichtet (Typ 10). Über das Rüdersdorfer Mühlenfließ, das im Norden in den See mündet, ist der Stienitzsee mit dem Straussee verbunden. Im Süden verlässt das Fließ den Stienitzsee und verbindet ihn mit dem Kalksee.

Der Stienitzsee war Ende Mai bereits deutlich geschichtet. Die Sprungschicht lag zwischen 5 und 7 m. Unterhalb von 11 m Wassertiefe lag der SSI bereits jetzt bei nur 2 %. Ende Juli nahm die Sauerstoffsättigung schon unterhalb von 3 m rapide ab, bei 6 m Tiefe war das Wasser sauerstofffrei. Im Oberflächenwasser wurde dabei mit 137 % der höchste SSI gemessen. Ende August war das Metalimnion auf 7 bis 10 m, Anfang Oktober auf 9 bis 11 m abgesunken. Im November war der Stienitzsee bei Sauerstoffsättigungen zwischen 80 und 90 % voll durchmischt. Negative Redoxpotentiale wurden zu keinem Zeitpunkt bestimmt.

Mit einer mittleren Säurekapazität von 3,4 mmol l-1 (3,0 bis 3,9 mmol l-1) ist das Wasser des Stienitzsees sehr gut gepuffert. Die gemessenen pH-Werte im Oberflächenwasser schwankten mit Werten zwischen 7,5 (November) und 8,5 (Juli) trotzdem recht stark.

Der Mittelwert der im Stienitzsee gemessenen Sichttiefen lag bei 2,4 m (Minimum 1,4 m, Maximum 3,5 m). Die Konzentration der Photopigmente schwankte zwischen 1,5 und 31 µg l-1 Chl a (Mittelwert 14 µg l-1 Chl a).

Die Konzentrationen des Gesamtphosphors lagen während der Stagnation zwischen 0,020 und 0,058 mg l-1, zur Zirkualtion stiegen sie auf 0,186 mg l-1 (Gesamtmittelwert: 0,062 mg l-1). Gelöster reaktiver Phosphor war im Mai und November in etwas höheren Konzentrationen nachweisbar (maximal 0,022 mg l-1).

Die im Stienitzsee gemessenen Gesamtstickstoffkonzentrationen waren mit einem Mittelwert von 0,68 mg l-1 dagegen gering. Mit 0,29 mg l-1 erreichten die Ammoniumkonzentraionen im November einen höheren Wert.

Die Siliziumgehalte lagen Ende Mai bei 1,0 mg l-1 und stiegen dann zum November hin kontinuierlich auf 6 mg l-1 an (Mittelwert: 3 mg l-1).

Der Stienitzsee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als eutroph 1 klassifiziert (TI 2,8). Im Vergleich zu 2008 (TI 3,1 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie etwas verbessert. Das ist z.T. zu relativieren, da unterschiedliche Termine in beiden Jahren Auswirkungen hatten. 2013 wurde eine Probe mitten im Klarwasserstadium und eine Probe Mitte November entnommen, mit jeweils sehr geringen Planktongehalten. 2008 lagen die Mai/Juni-Proben außerhalb des Klarwasserstadiums und die letzte Probe wurde am 21. Oktober entnommen, 3 Wochen früher als 2013.

Phytoplankton des Stienitzsee 2013

Der Stienitzsee wies von Ende Mai bis zum Oktober stetig steigende Planktongehalte auf, mit Werten um 1 mm3 l-1 Biovolumen und < 10 µg l-1 Chl. a im Mai/Juni und > 4 mm3 l-1 Biovolumen und Chl. a-Werten um 30 µg l-1 Ende August und Anfang Oktober. Das Mittel aller 6 Proben betrug 2,7 mm3 l-1 Biovolumen und 14,8 µg l-1 Chl. a. Es dominierten im Spätfrühjahr und Spätherbst Kieselalgen (Bacillariophyceen) und im Sommer besonders


Hornalgen (Dinophyceen) und Blaualgen (Cyanobakterien). Daneben waren ganzjährig Schlundalgen vertreten, teils in hohen Anteilen (Abb. 19).

Nach dem vermutlichen Klarwasserstadium Ende Mai traten ab Juni bis Anfang Oktober regelmäßig Cyanobakterien in erhöhter Dichte auf, bis Ende August vor allem nostocale Formen. Im Juni war dies mit hohem Anteil Anabaena flos aquae, im Juli weitere zahlreiche Nostocales. Ende August war erneut Anabaena flos aquae stark vertreten, dazu die Art Aphanizomenon cf. yezoense. Erst Anfang Oktober wurde diese Dominanz durch dünnfädige Oscillatoriales abgelöst, mit der Hauptart Pseudanabaena limnetica (70 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Die Hauptvertreter der Dinophyceen waren Ceratium hirundinella+furcoides.


Beim Vergleich des Phytoplanktons beider Jahre zeigen sich Unterschiede vor allem in der Höhe des Biovolumens. 2008 wurde Anfang August ein Ceratium-Peak mit hoher Biomasse ermittelt (annähernd 30 mm3 l-1), mit den gleichen Arten wie 2013. Vor allem dadurch ist das mittlere Biovolumen fast dreimal und der Chl.a-Gehalt fast doppelt so hoch wie 2013 (ARP &

KOPPELMEYER 2009). Bezüglich der Blaualgen sind in beiden Jahren Nostocales stark vertreten, wobei 2008 möglicherweise durch die starke Dominanz von Ceratium im Sommer die Nostocales etwas zurückgedrängt wurden. Diese waren 2013 im Sommer und Frühherbst anteilmäßig stärker.


Abb. 19: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Stienitzsee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.22 Stoßdorfer See

Der Stoßdorfer See ist ein Restloch des Braunkohle-Tagebaus Schlabendorf-Nord („Restloch C“). Das Restloch wurde in den 1960er Jahren aufgelassen und füllte sich zunächst mit Grundwasser und versauerte. Ab 1977 wurden Sümpfungswässer des TB Schalbendorf Süd eingeleitet. Der pH-Wert stieg an, durch Rutschungen bildeten sich Flachwasserbereiche, Halbinseln und Buchten, und es entstand ein Wasservogelparadies mit u.a. Uferschwalben und Flussregenpfeifer (MUGV 2011).


Der Stoßdorfer See besitzt eine Wasserfläche von 92 ha und eine maximale Tiefe von 10 m2.

Im Stoßdorfer See war nur vorübergehend eine Temperaturschichtung ausgeprägt. Ende Mai bestand zwischen 5 und 6 m ein Temperatursprung, der aber nur zu leichtem Sauerstoff-schwund geführt hatte (SSI über Grund 65 %). Erst Anfang August hatte sich ab 8 m Wassertiefe eine sauerstofffreie Zone gebildet, die sich aber im September durch weitgehende Durchmischung aufzulösen begann. Im Oktober und November war der Stoßdorfer See bei Sättigungswerten um 90 bzw. 85 % voll durchmischt. Der maximale SSI im Oberflächen-wasser wurde mit 118 % im August gemessen.

Das Redoxpotential blieb auch in den Schichtungsphasen stets weit im Positiven.

Bei mäßiger Pufferung (Mittelwert Säurebindungsvermögen 1,7 mmol l-1) schwankte der pH-Wert im Oberflächenwasser zwischen 7,4 und 8,1.

Mit Werten um 900 µS cm-1 lag in diesem Bergbau-Restloch die elektrische Leitfähigkeit ungewöhnlich hoch.

Der Mittelwert der im Stoßdorfer See gemessenen Sichttiefen lag bei 3,1 m (Minimum 2,5 m, Maximum 5,0 m). Die Konzentration der Photopigmente waren mit Werten zwischen 1,5 und 5,9 µg l-1 Chl a sehr gering (Mittelwert 3,9 µg l-1 Chl a).

Auch die Konzentrationen des Gesamtphosphors zeigten starke Schwankungen im niedrigen Bereich und waren mit einem Mittelwert von 0,018 mg l-1 sehr gering. Gelöster reaktiver Phosphor war an keinem Messtag von Bedeutung (Maximum: 0,005 mg l-1).

Auch die gemessenen Gesamtstickstoffkonzentrationen schwankten mit Werten zwischen 0,60 und 2,4 recht stark (Mittelwert: 1,1 mg l-1). Im Mittel war deutlich mehr Ammonium (0,052 mg l-1) als Nitrat (0,025 mg l-1) vorhanden.

Die Siliziumgehalte hatte im Juni ihr Minimum (0,044 mg l-1) und stiegen im Folgenden nur langsam an (Mittelwert 1,2 mg l-1).

Der Stoßdorfer See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 1 (TI 1,9) klassifiziert. Im Vergleich zu 2006 (TI 1,9 �ARP 2007) hat sich die Trophie 2013 nicht verändert.

Phytoplankton des Stoßdorfer See 2013

Der Stoßdorfer See wies durchgehend geringe Planktongehalte auf, mit sehr geringen Schwankungen im Jahresverlauf. Das Mittel aller 6 Proben betrug 0,3 mm3 l-1 Biovolumen und 4,0 µg l-1 Chl. a. Es dominierten in diesem See meist an allen Terminen Kieselalgen (Bacillariophyceen), Schlundalgen (Cryptophyceen) und Hornalgen (Dinophyceen). Chrysophyceen, eine Gruppe mit zahlreichen Arten geringer Trophie, traten relativ häufig auf (Abb. 20).

2 eigene Messungen


Die Bacillariophyceen waren durch meist kleine Formen der Größe 5- 10 µm d geprägt, wobei auch Cyclotella ocellata vertreten war. Die Hauptvertreter der Dinophyceen waren Ceratium hirundinella und Peridinium willei. Sehr kleinwüchsige Flagellaten waren stark vertreten, sowohl aus der Gruppe der Chrysophyceen (meist Dinobryon divergens) als auch Formen der Sammelgruppe Erkenia subaequiciliata / Chrysochromulina parva (Chrysophceen/Haptophyceen). Der Tagebau-Restsee war insgesamt artenarm.


Beim Vergleich mit 2006 (nur 5 Proben) wurden auch vor 7 Jahren sehr geringe Planktongehalte ermittelt (0,8 mm3 l-1 Biovolumen). Auch 2006 waren Bacillariophyceen, Cryptophyceen und Dinophyceen die wichtigen Algengruppen und auch die Artenzahl war gering. Ebenso wie 2013 dominierten bei den Dinophyceen Ceratium hirundinella und Peridinium willei und bei den Bacillariophyceen kleine Centrales, wobei Cyclotella ocellata ein wichtiger Vertreter war (2006 wurden gesondert Kieselalgenpräparate angefertigt und Arten bestimmt). Ebenso waren kleine Flagellaten der Sammelgruppe Erkenia subaequiciliata / Chrysochromulina parva stark vertreten. Nur Dinobryon divergens wurde nicht gefunden.

Abb. 20: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Stoßdorfer See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.23 Straussee

Das langgestreckte Becken des Straussee besitzt eine Oberfläche von 138 ha und gehört mit einer Maximaltiefe von 20,0 m zu den tieferen Seen Brandenburgs. Der See hat recht steile Ufer (mittleren Tiefe 11,4 m) und weist eine stabile sommerliche Temperaturschichtung auf (Typ 10). Der Straussee wird vom Rüdersdorfer Mühlenfließ durchquert, das am mittleren Westufer in den See eintritt und ihn auf der gegenüberliegenden Seite in Strausberg wieder verlässt. Einen weiteren, kleineren Zufluss gibt es an der Nordspitze des Sees.

Der Straussee zeigte ab Mai eine stabile Temperaturschichtung mit einer Sprungschicht zwischen 4 und 6 m Wassertiefe. Ende Juni hatte der Sauerstoffgehalt im Hypolimnion zwar abgenommen, lag aber noch deutlich über 0%. Ende Juli waren die unteren Wasserschichten dann ab 14 m Wassertiefe sauerstofffrei. Anfang Oktober war die Sprungschicht auf 8 bis 10 m deutlich abgesunken, nahzu das gesamte Hypolimnion war jetzt sauerstofffrei, das Redoxpotential war jedoch auch im Tiefenwasser noch immer positiv. Mitte November war der Straussee noch immer nicht vollständig durchmischt (Sprungschicht bei 12 bis 14 m), das Redoxpotential war ab 12 m negativ und erreichte bei 18 m Wassertiefe den kritischen Wert von -300 mV. Die Sauerstoffschwankungen im Oberflächenwasser waren im Straussee im Allgemeinen sehr gering, die Sättigungswerte lagen stets nahe dem Sättigungspunkt (Maximum 115 %).

Bei mäßig guter Pufferung des Wasser (MW der Säurekapazität: 2,0 mmol l-1) schwankte der pH-Wert im Oberflächenwasser in diesem wenig produktiven See vergleichsweise stark (Minimum 7,7, Maximum 8,7), während die Säurekapazität selbst recht konstant blieb (2,0 bis 2,1 mmol l-1).

Die Sichttiefen lagen im Straussee mit einem Mittelwert von 5,4 m sehr hoch (Minimum 4,5 m, Maximum 6,0 m). Die euphotische Zone reichte an allen Messtagen mit thermischer Schichtung weit in das Hypolimnion hinein. Die Konzentrationen der Photopigmente waren mit einem Mittelwert von 5,4 µg l-1 Chl a sehr gering (Minimum 1,5, Maximum 8,9 µg l-1 Chl a).

Auf Grund des Probenahmemodus, bei dem über die Wassersäule der gesamten euphotischen Zone Mischproben für die Nährstoffgehalte entnommen werden, umfassten die Nährstoff-proben in dem sehr klaren Straussee weite Teile des Hypolimnions. Die gemessenen Nähr-stoffgehalte sind daher nicht uneingeschränkt mit den Seen vergleichbar, in denen die Nährstoffprobe nur das Epilimnion umfasst.

Die Konzentrationen des Gesamtphosphors waren mit einem Mittelwert von 0.029 mg l-1 daher nicht so gering wie man es auf Grund der geringen Photopigmentgehalte und hohen Sichttiefen in diesem See erwarten könnte. Der gelöste reaktive Phosphor erreichte auch mit sich auflösender Schichtung im November keine höheren Werte (Maximum 0,007 mg l-1 im November).

Die Gesamtstickstoffkonzentrationen lagen mit einem Mittelwert von 0,87 mg l-1 ebenfalls niedrig. Die Ammoniumwerte blieben den Sommer über ebenfalls gering und erreichten selbst


im November nur einen Wert von 0,071 mg l-1(MW 0,049 mg l-1) Nitrat war stets vorhanden (MW 0,027 mg l-1).

Silizium war im Straussee nur im Mai in höherer Konzentration (4 mg l-1) vorhanden und lag im Folgenden stets deutlich unter 1 mg l-1 (Mittelwert 1,0 mg l-1).

Der Straussee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 1 (TI 2,0), an der Grenze zu mesotroph 2, klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 1,7 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie 2013 leicht erhöht, vor allem aufgrund etwas höherer Chl.a-Gehalte. Die Trophie ist weiterhin auf niedrigem Niveau.

Phytoplankton des Straussee 2013

Der Straussee wies leicht erhöhte Phytoplanktongehalte auf, mit geringen Schwankungen von Juni bis Oktober. Das Mittel aller 6 Proben betrug 1,0 mm3 l-1 Biovolumen und 5,4 µg l-1 Chl. a. Es dominierten meist Kieselalgen (Bacillariophyceen) und vor allem Hornalgen (Dinophyceen). Daneben waren auch Schlundalgen (Cryptophyceen) und im Sommer Blaualgen (Cynobakterien) häufiger anzutreffen (Abb. 21).

Die Dinophyceen wurden im gesamten Untersuchungszeitraum deutlich von Ceratium hirundinella geprägt. Daneben war aus dieser Gruppe nur Peridinium willei (Mai) gehäuft anzutreffen. Bei den Bacillariophyceen waren neben solitären Centrales besonders Fragilaria crotonensis (Juni und August) und Tabellaria flocculosa (November) dominante Vertreter. Das starke Hervortreten der Cyanobakterien Ende August und Anfang Oktober war vor allem durch die nostocale Art Aphanizomenon gracile geprägt.

Wie im Bötzsee wurden auch im Straussee Planktothrix isothrix und Limnothrix rosea aus der Gruppe der Cyanobakterien, typische Vertreter unterer Wasserschichten gefunden, und zwar im August und November. Ein ausgeprägtes DCM im Sommer war jedoch anhand der Tiefenproben nicht erkennbar. Wegen fehlender Chlorophyll-Sonde konnten keine genaueren Untersuchungen durchgeführt werden.


Beim Vergleich des Phytoplanktons beider Jahre zeigen sich wenige Unterschiede. Jeweils im Sommer war Ceratium hirundinella dominant. Auch war in beiden Jahren Limnothrix rosea als Vertreter unterer Wasserschichten stark vertreten (ARP & KOPPELMEYER 2009). Die mittleren Biovolumina waren nahezu identisch (2008: 0,8 mm3 l-1).


Abb. 21: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Straussee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.24 Talsperre Spremberg

Die insgesamt 6,7 km2 große und im Mittel gut 3 m tiefe Talsperre Spremberg erstreckt sich ca. 6 km in Nord-Süd-Richtung und ist an der Staumauer über 2 km breit. Entsprechend ihrer Funktion als Talsperre ist der Wasseraustausch recht hoch. Trotzdem wurde sie dem Seetyp 11k zugeordnet.

Der Wasserkörper der Talsperre Spremberg war an allen Untersuchungsterminen nahezu voll-ständig durchmischt. Nur im Mai ergab sich bei einem sehr geringen Temperaturgradienten eine Differenz in der Sauerstoffsättigung zwischen dem Oberflächenwasser (SSI 103 %) und


dem Tiefenwasser (SSI 80 %). An den übrigen Tagen lag der SSI in der gesamten Wassersäule nahe dem Sättigungspunkt bzw. leicht darunter. Das Redoxpotential fiel nie unter +250 mV ab.

Die Sichttiefe lag bei durchschnittlich 1,3 m (Maximum 0,9 m, Minimum 2,0 m). Die Chlorophyll-a-Konzentrationen schwankten nur wenig (Mittelwert: 12 µg l -1).

Bei mäßig guter Pufferung des Wasser (MW der Säurekapazität: 1,4 mmol l-1) schwankte der pH-Wert zwischen 7,2 und 7,8 im oberen Wasserkörper und sank auch über Grund jeweils kaum ab.

Die Gesamtphosphor-Konzentration schwankte recht stark zwischen 0,017 mg l-1 (Juni) und 0,057 mg l-1 (Mai) und lag im Mittel bei 0,035 mg l-1. Gelöster reaktiver Phosphor war praktisch nicht vorhanden (Maximum 0,005 mg l-1).

Die Gesamt-Stickstoff-Konzentrationen (MW: 2,6 mg l-1) schwankten zwischen 1,5 und 3,6 mg l-1. Nitrat war durchgängig in Konzentrationen über 1 mg l-1 vorhanden (Mittelwert: 1,7 mg l-1). Ammonium erreichte dagegen maximal Konzentrationen von 0,34 mg l-1 (November, Mittelwert: 0,126 mg l-1).

Der Siliziumgehalt lag im Mittel bei 4,9 mg l-1 und schwankte zwischen 2,1 mg l-1 (Juli) und 6,1 mg l-1 (Juni).

Die Talsperre Spremberg wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als eutroph 1 (TI 2,8) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 2,6 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie 2013 geringfügig erhöht, vor allem aufgrund höherer Chl.a-Gehalte.

Phytoplankton der Talsperre Spremberg 2013

Die Talsperre Spremberg wies meist nur leicht erhöhte Phytoplanktongehalte auf, außer Anfang Oktober (5,6 mm3 l-1 Biovolumen und 14,8 µg l-1 Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben lag bei 1,9 mm3 l-1 Biovolumen und 12,1 µg l-1 Chl. a. Es dominierten in diesem stark durchflossenen und sehr flachen System ganzjährig ähnlich wie im Senftenberger See deutlich Kieselalgen (Bacillariophyceen). Daneben traten nur noch Schlundalgen (Cryptophyceen) gehäuft auf. Chrysophyceen, eine Gruppe mit vielen Indikatoren geringer Trophie, wurden regelmäßig subdominant gefunden (Abb. 22).

Die ganzjährige Dominanz der Kieselalgen wurde in erster Linie durch pennale Formen und durch Aulacoseira geprägt. Die wichtigen Pennales waren Fragilaria crotonensis, Diatoma tenuis und Asterionella formosa.


Die Planktongehalte, sowohl beim Biovolumen als auch Chl.a, waren 2013 gegenüber 2008 um fast das Doppelte erhöht, wiesen aber immer noch ein relativ niedriges Niveau auf (ARP &

KOPPELMEYER 2009). Auch 2008 waren Kieselalgen ganzjährig stark vertreten, wenn auch die Cryptophyceen etwas höhere Anteile als 2013 aufwiesen. Anders als 2013 war Aulacoseira in den Anteilen deutlich stärker als 2013. Pennales waren 2008 kaum vertreten.


Abb. 22: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a in der Talsperre Spremberg 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.25 Teupitzer See

Der in der Kette zuunterst gelegene, stark gegliederte Teupitzer See gehört mit einer Seefläche von 477 ha zu den größeren der 2014 untersuchten Seen. Bei einer Maximaltiefe von 8,3 m und einer mittleren Tiefe von 3,5 m weist der See nur vorübergehend eine Temperatur-schichtung auf (Typ 11). Die Probestelle befand sich an der tiefsten Stelle annähernd in der Mitte des Sees.


Der Teupitzer See zeigte meist nur schwach ausgeprägte Temperaturgradienten. Trotzdem war bereits bei geringen Temperaturunterschieden ein deutlicher Abfall der Sauerstoffsättigung in den unteren Wasserschichten zu beobachten. Nur Anfang August war bei Oberflächentemperaturen von fast 25°C ein recht deutlicher Temperatursprung zwischen 4 und 5 m zu messen. Die Sauerstoffsättigung fiel dadurch in den unteren Wasserschichten auf 0 %, das Redoxpotential war jedoch noch positiv. Der maximale SSI im Oberflächenwasser wurde im Oktober gemssen (115 %). An mehreren Messtagen war die gesamte Wassersäule untersättigt (Juni um 70 %, November um 80 %).

Die pH-Werte im Oberflächenwasser lagen zwischen 7,2 (November) und 8,9 (Oktober), schwankten also trotz recht guter Pufferung (Mittelwert des Säurebindungsvermögens: 2,1 mmol l-1) sehr stark.

Die Sichttiefe betrug im Teupitzer See im Mittel nur 0,9 m. Die Konzentrationen der Photopigmente lagen mit Werten zwischen 18 (Anfang Juni) und 127 µg l-1 Chl a (Oktober) entsprechend hoch (MW 75 µg l-1).

Gesamtphosphor, der an allen Messtagen fast vollständig partikulär gebunden vorlag, stieg bis September kontinuierlich an auf maximal 0,107 mg l-1 und fiel dann wieder etwas ab (MW 0,083 mg l-1).

Der Gesamtstickstoff schwankte recht stark zwischen 0,98 und 2,0 mg l-1 (Mittelwert: 1,5 mg l-1). und war ebenfalls überwiegend partikulär gebunden. Der anorganische Stickstoff lag fast ausschließlich als Ammonium vor (Mittelwert: 0,33 mg l-1).

Der Siliziumgehalt war Anfang Juli unter 1 mg l-1 gefallen und stieg dann bis zum November wieder kontinuierlich an (MW 2,3 mg l-1).

Der Teupitzer See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als polytroph 1 (TI 3,7) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 3,7 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie 2013 nicht verändert.

Phytoplankton des Teupitzer See 2013

Das Plankton des polymiktischen Teupitzer Sees wies insgesamt hohe Planktongehalte auf, mit besonders hohen Werten Anfang August bis Anfang Oktober und den höchsten Werten im Oktober (17,6 mm3 l-1 Biovolumen und 127 µg l-1 Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 9,2 mm3 l-1 Biovolumen und 75,4 µg l-1 Chl. a und war damit nahezu identisch mit dem mittleren Gehalt im unterhalb liegenden Klein Köriser See. Es dominierten ab Anfang August bis November deutlich Blaualgen (Cyanobakterien). Daneben traten subdominant Schlundalgen (Cryptophyceen), Kieselalgen (Bacillariophyceen), Grünalgen (Chlorophyceen) und Hornalgen (Dinophyceen) auf (Abb. 23).

Bis Anfang Juli war das Phytoplankton sehr divers, mit zahlreichen Algengruppen mit erhöhter Biomasse. Im Verlauf des Julis setzten sich die Blaualgen zunehmend durch und Anfang August dominierte Aphanizomenon mit drei Arten (zusammen 56 % Anteil). Danach bis zum Herbst waren vor allem feinfädige oscillatoriale Arten bestandsbildend. Neben


Pseudanabaena limnetica und Pseudanabaena catenata war dies Limnothrix planctonica. Feinfädige Blaualgen-Arten senken verstärkt die Sichttiefe herab.


Beim Vergleich der gleichen Zeiträume in beiden Jahren war auch im Teupitzer See des Jahres 2008 ab spätem Frühjahr nahezu eine stete Zunahme der Biomasse bis zum Oktober zu verzeichnen, mit starker Dominanz der Blaualgen ab Juli und nahezu gleichem mittleren Biovolumen- Auch die dominanten Blaualgen waren 2008 Aphanizomenon und Pseudanabaena (ARP & KOPPELMEYER 2009).

Abb. 23: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Teupitzer See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.26 Vordersee bei Obersdorf

Der Vordersee bei Obersdorf besitzt eine unregelmäßig geformte buchtenreiche Wasserfläche von 60 ha mit einer größeren und zwei kleinen Inseln. Bei einer Maximaltiefe von 8,2 m weist der See im Sommer nicht in jedem Jahr eine stabile sommerliche Temperaturschichtung auf.

Der Vordersee erhält von Westen Zustrom aus dem Buchwargraben und im Süden aus dem Hausseegraben. Der Hausseegraben verlässt den See im Nordosten. Er entwässert über die Stöbber in die Oder.

Im Untersuchungsjahr wies der Vordersee bis Ende August eine stabil erscheinende Sprungschicht auf, die allerdings bis zum Grund reichte. Bereits Ende Mai hatte dies zu einem rapiden Sauerstoffschwund unterhalb von 3 m Wassertiefe geführt, Ende Juli und Ende August war das Tiefenwasser ab 5 m Wassertiefe sauerstofffrei, das Redoxpotential fiel jedoch nur kurz ins leicht Negative. Am 01. Oktober war der Vordersee voll durchmischt, der SSI lag jetzt in der gesamten Wassersäule bei nur 60 %.

Im Juni wurde mit 174 % der maximale SSI im Oberflächenwasser gemessen.

Die Säurekapazität, die mit einem Mittelwert von 2,8 mmol l-1 eine gute Pufferung anzeigte, schwankte stark mit Werten zwischen 2,3 und 3,5 mmol l -1. Auch der pH-Wert zeigte mit Werten zwischen 7,5 und 8,7 starke Schwankungen.

Die Sichttiefen lagen im Vordersee im Mittel bei 2,2 m (Minimum 1,0 m im August, Maximum 3,9 m im Mai). Die Konzentrationen der Photopigmente waren mit einem Mittel-wert von 9,3 µg l-1 Chl a nur mäßig hoch (Minimum 3,0, Maximum 20 µg l-1 Chl a).

Die Gesamtphosphorwerte bewegten sich zwischen 0,021 und 0,045 mg l-1 (Mittelwert 0,033 mg l-1). Gelöster reaktiver Phosphor war nur im Mai (0,012 mg l-1) in etwas höherer Konzentration vorhanden (Mittelwert 0,006 mg l-1).

Gesamtstickstoff wurde in Konzentrationen zwischen 1,3 und 2,1 mg l-1 (Mittelwert 1,6 mg l-1) gemessen. Von Juni bis August lag er überwiegend partikulär gebunden vor, in den übrigen Monaten waren sowohl Ammonium (Mittelwert 0,248 mg l-1) als auch Nitrat (Mittelwert 0,162 mg l-1) vorhanden.

Der Siliziumgehalt schwankte recht stark und lag von Mai bis August teilweise deutlich unter 1 mg l-1 (Mittelwert 1,0 mg l-1).

Der Vordersee bei Obersdorf wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als eutroph 1 (TI 2,9) klassifiziert. Im Vergleich zu 2006 (TI 2,9 �ARP 2007) hat sich die Trophie 2013 nicht verändert.

Phytoplankton des Vordersees bei Obersdorf 2013

Der Vordersee wies leicht erhöhte Planktongehalte auf. Ende Juni wurden die höchsten Biomassen des gesamten Untersuchungszeitraums bestimmt. Danach nahmen die Werte bis zum November stetig ab. Das Mittel aller 6 Proben betrug 1,2 mm3 l-1 Biovolumen und 9,3 µg


l-1 Chl. a. Es traten fast ganzjährig Hornalgen (Dinophyceen), Schlundalgen (Cryptophyceen) und Kieselalgen (Bacillariophyceen) gehäuft auf. Im Juli und August waren zudem Blaualgen (Cyanobakterien) stark vertreten (Abb. 24).

Nach dem Klarwasserstadium Ende Mai wurde bereits einen Monat später die höchsten Biomassen des Jahres ermittelt, hervorgerufen v.a. durch Chlorococcales und durch Ceratium hirundinella aus der Gruppe der Dinophyceen. Daneben waren aus dieser Algengruppe Peridinium willei und die Gattung Woloszynskia wichtige Vertreter 2013. Auffällig war Ende Juli und Ende August die starke Präsenz der picoplanktischen Blaualge Cyanodictyon imperfectum, eine Art geringer Trophie.

Abb. 24: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Vorder- oder Haussee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.



Beim Vergleich beider Jahre sind die Biovolumina 2006 im Vordersee auf gleichem Niveau wie 2013. Auch 2006 wurden die höchsten Biomassen im Mai/Juni ermittelt, mit abnehmender Tendenz zum Sommer hin. Dinophyceen waren ebenso wichtig wie 2013. Picoplanktische Blaualgenarten traten 2006 nicht auf, aber andere Blaualgen nahezu nicht ( ARP 2007).

5.1.27 Wolziger See

Das pfannenförmige Becken des Wolziger Sees besitzt eine Fläche von 556 ha. Mit einer mittleren Tiefe von 5,8 m und einer Maximaltiefe von 13,2 m ist der See geschichtet (Seetyp 10). Die Maximaltiefe befindet sich im nordöstlichen Bereich. Seinen Hauptzufluss, den aus dem Storkower See kommenden Storkower Kanal, erhält der See im Norden. Im Südosten mündet das aus der Großschauener Seenkette kommende Köllnitzer Mühlenfließ. Der Abfluss verlässt den See im Südwesten Richtung Langer See.

Anfang Juni war im Wolziger See eine stabile Temperaturschichtung ausgeprägt, die Sprung-schicht lag zwischen 7 und 9 m. Ab 8 m setzte bereits jetzt massiver Sauerstoffschwund ein, ab 9 m war das Hypolimnion sauerstofffrei. Bis Anfang August hatte sich bei Oberflächen-wassertemperature von über 25°C die Sprungschicht etwas nach oben verlagert, ab 6 m herrschte jetzt Sauerstofffreiheit. Anfang September war die Sprungschicht auf 8 bis 11 m ab-gesunken und das Epilimnion war stark untersättigt (SSI um 70 %). Anfang September war die Temperatur im See weitgehend homogen, am Grund herrschten 70 %, im Oberflächen-wasser 133 % Sättigung (maximaler gemessener Wert). Im November war die Durch-mischung vollständig, die gesamte Wassersäule war mit einem SSI unter 80 % untersättigt. Negative Redoxpotentiale wurden nicht gemessen.

Bei guter Pufferung (Mittelwert des Säurebindungsvermögens 2,3 mmol l-1) schwankte der pH-Wert zwischen 7,8 und 8,5.

Die Sichttiefen lagen im Wolziger See im Mittel bei 2,5 m (Minimum 1,1 m im September, Maximum 5,1 m im November). Die Konzentrationen der Photopigmente waren mit einem Mittelwert von 14 µg l-1 Chl a nur mäßig hoch (Minimum 3, Maximum 27 µg l-1 Chl a).

Der Gesamtphosphor lagen in der Schichtungsphase um 0,05 mg l-1 und stieg zur Zirkulation im November auf das Doppelte (Mittelwert aller Messtage: 0,058 mg l-1). Ab September wurden höhere Konzentrationen an gelöstem reaktivem Phosphor gemessen (Maximum: 0,088 mg l-1 im November).

Mit Werten zwischen 0,87 und 2,0 mg l-1 schwankten die Gesamtstickstoffkonzentrationen recht stark (MW: 1,4 mg l-1). Außer im November war der anorganische Anteil meist gering, wobei das Ammonium (Maximum 0,48 mg l-1 im November) meist überwog.

Der Siliziumgehalt war im Wolziger See während der Schichtungsphase sehr gering und stieg erst ab September langsam an (Mittelwert 1,2 mg l-1).


Der Wolziger See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als eutroph 1 (TI 2,9) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 3,0 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie 2013 nahezu nicht verändert.

Phytoplankton des Wolziger See 2013

Der Wolziger See wies im Untersuchungszeitraum im Mittel leicht erhöhte Planktongehalte auf, wobei es im Jahresverlauf stärkere Schwankungen mit teils deutlich erhöhten Werten gab. Die höchsten Gehalte wurden Anfang Juli ermittelt (6,4 mm3 l-1 Biovolumen und 25,2 µg l-1

Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 2,5 mm3 l-1 Biovolumen und 13,8 µg l-1 Chl. a. Es traten fast ganzjährig Schlundalgen (Cryptophyceen) und Kieselalgen (Bacillariophyceen) gehäuft auf, daneben im Sommer Hornalgen (Dinophyceen) (Abb. 25).

Nach dem Klarwasserstadium Anfang Juni dominierte Anfang Juli Aulacoseira aus der Gruppe der Bacillariophyceeen (45 % Anteil an der Gesamtbiomasse), desweiteren Ceratium hirundinella und C. furcoides aus der Gruppe der Dinophyceen. Nach einem erneuten Biomasseeinbruch Anfang August hatten die Dinophyceen in der Biomasse nochmal zugelegt, nun mit der wichtigsten Art C. furcoides, die einen Anteil von 75 % an der Gesamtbiomasse aufwies.


Beim Vergleich des Phytoplanktons beider Jahre zeigen sich folgende Unterschiede und Gemeinsamkeiten: 2008 wurde im April ein sehr starker Kieselalgenpeak beobachtet, wodurch die mittlere Biomasse des Jahres deutlich erhöht wurde. 2013 gab es keine Frühjahrsprobe. Die erste Probenahme war Anfang Juni.

In beiden Jahren war Ceratium furcoides im Sommer stark vertreten, während 2008 zusätzlich im Sommer und Herbst noch nostocale Blaualgen verstärkt auftraten (ARP & KOPPELMEYER 2009). Der Anteil dieser Gruppe war 2013 sehr gering.


Abb. 25: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Wolziger See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.

5.1.28 Zeesener See

Der langgestreckte 110 ha große Zeesener See ist in nord-südlicher Richtung ausgerichtet. Er erhält an seinem Südende den Ablauf aus dem Pätzer Vordersee und entwässert im Norden über einen Graben zur Dahme. Er besitzt eine mittlere Tiefe von 5,9 und eine Maximaltiefe von 15,5 m und weist eine stabile sommerliche Schichtung auf (Typ 10). Die tiefste Stelle liegt im südlichen Bereich.

Ende Mai hatte sich im Zeesener See eine scharfe Temperaturschichtung mit der Sprungschicht zwischen 4 und 5 m Wassertiefe ausgeprägt. Bis Ende August sank die Sprungschicht auf 5 bis 7 m, bis Anfang Oktober auf 8 bis 9 m. Am letzten Messtag, dem 12. 11., war der Zeesener See noch immer nicht vollständig durchmischt, die Sprungschicht lag


jetzt bei 11 bis 12 m Wassertiefe. Bereits am ersten Messtag, Ende Mai, herrschte unterhalb von 5 m akuter Sauerstoffmangel (SSI bei 2 %). Ende Juli war auch das Metalimnion vollständig sauerstofffrei. Trotzdem blieb bis zum Oktober das Redoxpotetial auch in den unteren Wasserschichten positiv. Im November allerdings wurde ab 12 m Wassertiefe ein Redoxpotetial von -300 mV gemessen. Die maximale Sauerstoffsättigung von 125 % wurde Ende August im Oberflächenwasser gemessen.

Das Säurebindungsvermögen lag im Zeesener See im Mittel bei 2,2 mmol l-1. Der pH-Wert schwankte im Oberflächenwasser zwischen 7,6 und 8,6. Im Tiefenwasser wurden mehrfach Werte unter 7 gemessen.

Die Sichttiefen lagen im Zeesener See im Mittel bei 1,3 m, die minimale gemessene Sichttiefe lag bei 1,0 m im Mai, die maximale bei 2,6 im Juni. Die Konzentrationen an Photopigmenten lagen mit einem Mittelwert von 41 µg l-1 Chl a im mittleren Bereich (Minimum 11, Maximum 107 µg l-1 Chl a).

Die Konzentration des Gesamtphosphors lag währedn der Schichtungsphase um 0,04 mg l-1, im November bei noch nicht ganz vollständiger Zirkulation bei 0,11 mg l-1 (Mittelwert aller Probetage: 0,054 mg l-1). Anorganischer reaktiver Phosphor war anfangs kaum vorhanden. Er stieg zwar mit absinkender Sprungschicht leicht an, erreichte aber selbst im November mit 0,011 mg l-1 nur geringe Konzentrationen.

Gesamtstickstoff war mit einem Mittelwert von 1,0 mg l-1 nur in geringen Konzentrationen vorhanden. Er lag während der Schichtungsphase fast ausschließlich partikulär gebunden vor und erreichte selbst im November, als das Ammonium mit 0,24 mg l-1 sein Maximum erreichte, nur einen Anteil von 34 %.

Der Siliziumgehalt lag Ende Mai bei nur 0,5 mg l-1 und stieg dann langsam an (Mittelwert 1,7 mg l-1).

Der Zeesener See wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als eutroph 1 (TI 3,0), an der Grenze zu eutroph 2, klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 3,2 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie 2013 geringfügig erhöht.

Phytoplankton des Zeesener See 2013

Der Zeesener See wies im gesamten Untersuchungszeitraum erhöhte Planktongehalte auf, mit den höchsten Werten beim Biovolumen Ende August (8,6 mm3 l-1) und Anfang Oktober beim Chl.a (107 µg l-1 Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 4,4 mm3 l-1 Biovolumen und 40,9 µg l-1 Chl. a. Es dominierten nahezu ganzjährig Blaualgen (Cyanobakterien) und im Sommer auch Hornalgen (Dinophyceen) (Abb. 26).

Bereits Ende Mai wurden erhöhte Blaualgen-Gehalte ermittelt, zum Großteil durch die feinfädige oscillatoriale Art Pseudanabaena limnetica (76 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Nach vorübergehendem Rückgang der Biomasse Ende Juni waren die Gehalte im Juli wieder erhöht, nun mit Dominanz eher von nostocalen Blaualgen (zusammen etwa 25 % Anteil an der Gesamtbiomasse) und Ceratium furcoides (40 % Anteil an der Gesamtbiomasse) aus der


Gruppe der Dinophyceen. Auch Ende August war diese letztgenannte Art stark vertreten (20 % Anteil an der Gesamtbiomasse), daneben erneut Blaualgen, besonders die feinfädigen oscillatorialen Arten Pseudanabaena limnetica und Ps. catenata (zusammen etwa 45 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Diese 2 Arten waren auch im Herbst die Hauptbiomassebildner.

Abb.26: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Zeesener See 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.1.29 Ziestsee

Das annähernd ovale kaum gegliederte Becken des Ziestsees besitzt eine Fläche von 56 ha und eine mittlere Tiefe von 4,3 m. Die tiefste Stelle (9,3 m) liegt im nördlichen Seebereich. Der See besitzt nur ein kleines Einzugsgebiet und ist im Sommer stabil geschichtet (Typ 13). Er erhält im Norden einen Zufluss und besitzt im Südwesten einen Abfluss zur Dahme.

Anfang Juni hatte sich im Ziestsee eine stabile Temperaturschichtung mit der Sprungschicht zwischen 4 und 6 m ausgeprägt. Das Hypolimnion war vollständig sauerstofffrei und auch die Sprungschicht wies bereits Sauerstoffdefizite auf. In den folgenden Monaten dehnte sich die Sprungschicht bis zum Grund aus. Bereits Anfang September war die Schichtung nahezu aufgelöst, Anfang Oktober war der Ziestsee vollständig durchmischt. Im November wies der gesamte Wasserkörper eine Sauerstoffuntersättigung auf (SSI unter 70 %). Negative Redoxpotentiale wurden zu keinem Zeitpunkt gemessen.

Bei recht guter Pufferung des Wasser (MW der Säurekapazität: 2,4 mmol l-1) schwankte der pH-Wert im Oberflächenwasser vergleichsweise wenig zwischen 7,7 und 8,4. Auch die Säurekapazität zeigte mit Werten zwischen 2,3 und 2,5 mmol l-1 nur sehr geringe Schwankungen. Im Tiefenwasser lag der pH-Wert stets über 7 (Minimum 7,1).

Die Sichttiefen waren im Ziestsee für Brandenburgische Verhältnisse recht hoch (MW 3,1 m, Minimum 2,3 m). Im August konnte mit 5,0 m ein deutliches Klarwasserstadium erfasst werden, die euphotische Zone umfasste jetzt die gesamte Wassersäule. Die Konzentrationen der Photopigmente waren entsprechend gering: der Mittelwert betrug 9,1 µg l-1 Chl a, das erfasste Maximum war 15 µg l-1 Chl a.

Die Konzentrationen des Gesamtphosphors waren mit einem Mittelwert von 0.030 mg l-1 gering und zeigten kaum Schwankungen. Gelöster reaktiver Phosphor war nur im November in etwas höherer Konze ntration (0,029 mg l-1) nachweisbar.

Die Gesamtstickstoffkonzentrationen schwankten stärker (Minimum 0,91, Maximum 1,8 mg l-1, Mittelwert 1,4 mg l-1). Ammonium und Nitrat waren meist kaum vorhanden. Nur im November erreichte das Ammonium bei 0,21 mg l-1 mit 20 % einen etwas höheren Anteil am Gesamtstickstoff.

Der Siliziumgehalt lag im Ziestsee an allen Messtagen unter 1 mg l-1 und war damit sehr gering (Mittelwert 0,51 mg l-1).

Der Ziestsee wurde nach LAWA (1999) für das Jahr 2013 als mesotroph 2 (TI 2,3) klassifiziert. Im Vergleich zu 2008 (TI 2,3 �ARP & KOPPELMEYER 2009) hat sich die Trophie 2013 nicht verändert.

Phytoplankton des Ziestsee 2013

Der Ziestsee wies im Untersuchungszeitraum im Mittel leicht erhöhte Planktongehalte auf. Die höchsten Werte wurden Anfang August ermittelt (3,1 mm3 l-1 Biovolumen und 13,3 µg l-1

Chl. a). Das Mittel aller 6 Proben betrug 1,3 mm3 l-1 Biovolumen und 9,1 µg l-1 Chl. a. Es


traten vor allem Schlundalgen (Cryptophyceen), Kieselalgen (Bacillariophyceen), Hornalgen (Dinophyceen) und Blaualgen (Cyanobakterien gehäuft auf (Abb. 27).

Anfang Juli war der Ziestsee durch Asterionella formosa (40 % Anteil an der Gesamtbiomasse) und Ceratium hirundinella (23 % Anteil) geprägt. Bis Anfang August nahm die letztgenannte Art (52 % Anteil an der Gesamtbiomasse) deutlich zu. Auch die Cyanobakterien erreichten in diesem Monat die höchsten Gehalte des Jahres, vor allem geprägt durch Limnothrix rosea (21 % Anteil an der Gesamtbiomasse). Diese Art und andere gefundene Arten (Planktothrix cf. isothrix und Planktothrix cf. rubescens) deuten wie im Bötzsee daraufhin, dass im Tiefenwasser ein Tiefenchlorophyllmaximum (DCM) gebildet wurde, obwohl die Sauerstoffprofile dies nicht anzeigen. Eine Probe in 8 m Tiefe (Hypolimnion, ohne Sauerstoff) war leicht rosa gefärbt, was auf Schwefelbakterien hinweist. Planktothrix cf. isothrix und Limnothrix rosea sind Vertreter tieferer Wasserschichten im Sommer bei relativ geringer Lichtintensität. Beide Arten wurden neben Ceratium hirundinella gehäuft in 6 und 7 m Tiefe im Metalimnion gefunden, in einer Tiefe ohne Sauerstoff. Diese Vertreter der Blaualgen in der Tiefe wurden Anfang September erneut gefunden, besonders Planktothrix cf. rubescens (7 % Anteil an der Gesamtbiomasse).


Wie in der Trophie zeigen sich auch im mittleren Planktongehalt des Ziestsees in beiden Jahren keine Unterschiede. Die Gehalte sind nahezu identisch (ARP & KOPPELMEYER 2009).

In beiden Jahren sind im Sommer Dinophyceen mit der Art Ceratium hirundinella stark vertreten. Unterschiede zeigen sich vor allem im Sommer bei den Cyanobakterien. Während 2008 vor allem nostocale Arten (Anabaena lemmermannii und Anabaena viduieri) stark hervortraten, waren dies 2013 fädige Oscillatoriales, die im Sommer in unteren Wasserschichten gedeihen. Inwieweit hier die unterschiedliche Ausprägung eines möglichen Tiefenchlorophyllmaximums in beiden Jahren für die Unterschiede verantwortlich ist, kann hier nicht beantwortet werden.


Abb.27: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Ziestsee 2013. Oben: Absolute Werte für das Biovolumen und Chlorophyll a. Unten: Prozentuale Anteile des Biovolumens.


5.2 Ergebnisse zum Phyto-Seen-Index (PSI)

27 der 28 Seen konnten mikroskopisch untersucht werden (der Drochow konnte wegen Ausfällungen in der Lugolprobe nicht mikroskopisch analysiert werden).

Mittels der mikroskopisch erhobenen Daten der Lugolproben wurde der Phyto-Seen-Index (PSI) berechnet (PhytoSee 5.1). Im Vorfeld wurden vom LUGV die Messstellen einem Phytoplanktontyp nach MISCHKE et al. (2008) (siehe auch RIEDMÜLLER et al. 2013) zugeordnet. Für die Bewertung wurde der Zeitraum Mai-November verwendet. In diesem Zeitraum wurden 2013 alle Proben genommen.

Von den bewerteten Seen konnten alle die geforderten Kriterien (Probenanzahl, Anzahl Indikatorarten) erfüllen, ausgenommen der Tagebaurestsee Stoßdorfer See, der mit 3,7 Taxa die geforderte mittlere Anzahl von 4 Taxa pro Probe verfehlte. Der PSI dieses Sees ist somit streng genommen ungültig, kann jedoch aufgrund der nur knapp verfehlten Anzahl von 4 Taxa als annähernd gültig angesehen werden.

PSI der Messstellen im Überblick

Die Bewertung anhand des Phytoplanktons mit dem Phyto-See-Index (PSI) ergab für die einzelnen Messstellen folgende Einstufung, ohne DI-Prof, der nicht ermittelt wurde (Tab. 8a und 8b):

• Sehr guter ökologischer Zustand für acht Seen (Stoßdorfer See (eingeschränkt), Scher-mützelsee, Senftenberger See, Straussee, Vordersee, Kalksee, Seddiner See und Flakensee)

• Guter ökologischer Zustand für fünf Seen (Tsp. Spremberg, Bötzsee, Glubigsee, Pätzer Vordersee und Ziestsee).

• Mäßiger ökologischer Zustand für sechs Seen (Krüpelsee mit Krimnicksee, Motzener See, Stienitzsee, Sellenzugsee, Wolziger See und Ziestsee)

• Unbefriedigender ökologischer Zustand für sieben Seen (Schmöldesee, Pätzer Hintersee, Zeesener See, Gr. Selchower See, Hölzener See, Klein Köriser See und Teupitzer See).

• Schlechter ökologischer Zustand für einen See (Wünsdorfer See).

Der Kalksee wurde im Vorfeld als Typ 10.2 (geschichtet) klassifiziert. Da dieser See im Sommer im Großteil der Seefläche polymiktisch ist, wurde er nachträglich auch als Typ 11.1 klassifiziert und danach bezüglich des PSI neu berechnet. Der PSI lag beim Typ 10.2 bei 1,2 (sher gut), beim Typ 11.1 bei 1,1 (sehr gut), also nur um ein Zehntel tiefer. Die Bewertungs-klasse hat sich somit nicht verändert.

Altdatenvergleich

Ein Vergleich des PSI der Seen 2013 mit früheren Jahren ist derzeit nicht möglich, da bei den Seen früherer Jahre ein anderer PHYTOSEE-Tool als 2013 verwendet wurde (siehe auch Kap. 4.5). Die Altdaten müssten erst mit dem neuen Tool PHYTOSEE 5.1 berechnet werden.


Tab. 8a: PSI (Phyto-See-Index) für 27 Seen in Brandenburg 2013 (ohne DI-PROF): Sortierung nach dem Seenamen. Die Novemberprobe wurde für den PSI mit verwendet.

Typ_Nr Gewässerart Gewässername PSI

Gesamtbewertung

verbal stufig

Anzahl

Indikatortaxa

PP 10.2 natSee Bötzsee 1,8 gut 7,5

PP 11.1 natSee Flakensee 1,3 sehr gut 11,3

PP 10.1 natSee Glubigsee 1,9 gut 10,0

PP 10.1 natSee Hölzerner See 4,0 unbefried. 10,2

PP 10.2 natSee Kalksee bei Woltersdorf 1,2 sehr gut 6,5

PP 10.2 natSee Klein Köriser See 4,0 unbefried. 10,7

PP 11.2 natSee Krüpelsee mit Krimnicksee 3,4 mäßig 16,3

PP 10.1 natSee Motzener See 2,8 mäßig 7,8

PP 11.2 natSee Pätzer Hintersee 3,7 unbefried. 13,8

PP 10.1 natSee Pätzer Vordersee 2,1 gut 7,8

PP 10.1 natSee Schermützelsee 0,6 sehr gut 6,8

PP 11.1 natSee Schmöldesee 3,6 unbefried. 16,2

PP 11.2 natSee Schweriner See 3,4 mäßig 13,8

PP 11.2 natSee Seddiner See 1,3 sehr gut 11,0

PP 11.2 natSee Selchower See, Gr. 3,9 unbefried. 13,2

PP 12 natSee Sellenzugsee 2,9 mäßig 17,2

PP 10.2k Tagebaurestgewässer Senftenberger See 0,7 sehr gut 6,8

PP 10.1 natSee Stienitzsee 2,8 mäßig 8,8

PP 11.1k Tagebaurestgewässer Stoßdorfer See 0,5 Gesamtindex ohne PTSI Metrik ungültig 3,7

PP 10.1 natSee Straussee 0,9 sehr gut 7,8

PP 11.1k Talsperre Talsperre Spremberg 1,7 gut 7,5

PP 11.1 natSee Teupitzer See 4,2 unbefried. 15,5

PP 11.1 natSee Vordersee bei Obersdorf 1,1 sehr gut 8,7

PP 10.1 natSee Wolziger See 3,1 mäßig 9,7

PP 10.1 natSee Wünsdorfer See 4,9 schlecht 7,8

PP 10.1 natSee Zeesener See 3,9 unbefried. 13,2

PP 13 natSee Ziestsee 2,5 gut 8,5


Tab. 8b: PSI (Phyto-See-Index) für 27 Seen in Brandenburg 2013 (ohne DI-PROF): Sortierung nach dem PSI. Die Novemberprobe wurde für den PSI mit verwendet.


Gesamtbewertung

verbal stufig

Anzahl

Indikatortaxa

PP 11.1k Tagebaurestgewässer Stoßdorfer See 0,5 Gesamtindex ohne PTSI Metrik ungültig 3,7

PP 10.1 natSee Schermützelsee 0,6 sehr gut 6,8

PP 10.2k Tagebaurestgewässer Senftenberger See 0,7 sehr gut 6,8

PP 10.1 natSee Straussee 0,9 sehr gut 7,8

PP 11.1 natSee Vordersee bei Obersdorf 1,1 sehr gut 8,7

PP 10.2 natSee Kalksee bei Woltersdorf 1,2 sehr gut 6,5

PP 11.2 natSee Seddiner See 1,3 sehr gut 11,0

PP 11.1 natSee Flakensee 1,3 sehr gut 11,3

PP 11.1k Talsperre Talsperre Spremberg 1,7 gut 7,5

PP 10.2 natSee Bötzsee 1,8 gut 7,5

PP 10.1 natSee Glubigsee 1,9 gut 10,0

PP 10.1 natSee Pätzer Vordersee 2,1 gut 7,8

PP 13 natSee Ziestsee 2,5 gut 8,5

PP 10.1 natSee Motzener See 2,8 mäßig 7,8

PP 10.1 natSee Stienitzsee 2,8 mäßig 8,8

PP 12 natSee Sellenzugsee 2,9 mäßig 17,2

PP 10.1 natSee Wolziger See 3,1 mäßig 9,7

PP 11.2 natSee Krüpelsee mit Krimnicksee 3,4 mäßig 16,3

PP 11.2 natSee Schweriner See 3,4 mäßig 13,8

PP 11.1 natSee Schmöldesee 3,6 unbefried. 16,2

PP 11.2 natSee Pätzer Hintersee 3,7 unbefried. 13,8

PP 10.1 natSee Zeesener See 3,9 unbefried. 13,2

PP 11.2 natSee Selchower See, Gr. 3,9 unbefried. 13,2

PP 10.1 natSee Hölzerner See 4,0 unbefried. 10,2

PP 10.2 natSee Klein Köriser See 4,0 unbefried. 10,7

PP 11.1 natSee Teupitzer See 4,2 unbefried. 15,5

PP 10.1 natSee Wünsdorfer See 4,9 schlecht 7,8

Einzelindices im Überblick

In Tab. 9 ist die Bewertung der 3 Einzelmetrices (=Einzelindices) Biomasse, Algenklassen und PTSI (= Phytoplankton-Taxon-Seen-Index) für jeden See aufgelistet.

Erwartungsgemäß ist die Einzelbewertung anhand der Biomasse dem PSI (= Gesamtbewertung) am ähnlichsten, da dieser Metric am stärksten gewichtet wird (Kap. 4.5, Abb. 4). Die Bewertung anhand der Algenklassen ist im Mittel „besser“ als der PSI, die Bewertung anhand der Indikatorarten (PTSI) „schlechter“. Beim Seddiner See z.B. ist die deutlich höhere PTSI-Bewertung dadurch erklärlich, daß der See bis vor 2-3 Jahren jahrzehntelang blaualgendominiert war und diese „Altlasten“ trotz einer deutlichen


Trophieverbesserung noch nicht völlig verschwunden sind. Der Wünsdorfer See weist von allen Seen die deutlich schlechteste Bewertung auf, sowohl im Gesamtindex als auch den Einzelindices.

Tab. 9: Bewertung der Einzelmetrices (= Einzelindices) und Gesamtbewertung (PSI = Phyto-See-Index) für 27 Seen in Brandenburg 2013 (ohne DI-PROF): Sortierung nach dem PSI.


Biomasse-

Metrik

Algen-

klassen-

Metrik

PTSI-

Bew

PP 11.1k Tagebaurestgewässer Stoßdorfer See 0,5 0,5 0,5

PP 10.1 natSee Schermützelsee 0,6 0,5 0,5 0,8

PP 10.2k Tagebaurestgewässer Senftenberger See 0,7 0,6 0,5 1,0

PP 10.1 natSee Straussee 0,9 1,2 0,7 0,9

PP 11.1 natSee Vordersee bei Obersdorf 1,1 1,2 0,6 1,9

PP 10.2 natSee Kalksee bei Woltersdorf 1,2 0,9 0,5 2,4

PP 11.2 natSee Seddiner See 1,3 0,8 0,5 3,4

PP 11.1 natSee Flakensee 1,3 1,2 0,6 2,8

PP 11.1k Talsperre Talsperre Spremberg 1,7 1,4 1,1 3,3

PP 10.2 natSee Bötzsee 1,8 2,4 1,2 1,7

PP 10.1 natSee Glubigsee 1,9 1,6 1,6 2,8

PP 10.1 natSee Pätzer Vordersee 2,1 2,0 0,8 3,5

PP 13 natSee Ziestsee 2,5 2,4 2,5 2,6

PP 10.1 natSee Motzener See 2,8 2,7 1,9 4,0

PP 10.1 natSee Stienitzsee 2,8 3,0 2,1 3,3

PP 12 natSee Sellenzugsee 2,9 3,2 2,0 3,9

PP 10.1 natSee Wolziger See 3,1 2,9 2,7 3,8

PP 11.2 natSee Krüpelsee mit Krimnicksee 3,4 3,6 2,4 4,4

PP 11.2 natSee Schweriner See 3,4 3,6 2,1 5,3

PP 11.1 natSee Schmöldesee 3,6 3,9 2,4 4,9

PP 11.2 natSee Pätzer Hintersee 3,7 4,2 2,1 5,3

PP 10.1 natSee Zeesener See 3,9 4,6 2,1 4,7

PP 11.2 natSee Selchower See, Gr. 3,9 4,5 2,1 5,3

PP 10.1 natSee Hölzerner See 4,0 4,7 2,8 4,3

PP 10.2 natSee Klein Köriser See 4,0 5,0 2,7 4,1

PP 11.1 natSee Teupitzer See 4,2 4,5 3,3 5,1

PP 10.1 natSee Wünsdorfer See 4,9 5,5 4,3 4,5


6. Publikationen und Berichte

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7. Verwendete Bestimmungsliteratur Phytoplankton

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8. Tabellenverzeichnis

Tab. 1: Kenndaten der untersuchten Seen Teil 1. ......................................................................................... 7

Tab. 2: Kenndaten der untersuchten Seen Teil 2. ......................................................................................... 8

Tab. 3: Labormethoden .............................................................................................................................. 10

Tab. 4: Gewichtungsfaktoren zur Ermittlung des deutschen Phyto-Seen Index (PSI) für natürliche Seen des Tieflands (für Phytosee 5.1; RIEDMÜLLER et al. 2013). ............................................................................................................................................. 13

Tab. 5: Indexwerte und entsprechende Einstufung in ökologische Zustandsklassen für die Teilmetrices und den PSI (aus RIEDMÜLLER et al. 2013). .................................................. 13

Tab. 6a: Mittelwerte (6 Proben 2013) der Sichttiefen und biologischer sowie limnochemischer Parameter, nach dem Seenamen sortiert (Teil 1). .............................................. 14

Tab. 6b: Mittelwerte (6 Proben 2013) limnochemischer Parameter (Teil 1). .............................................. 15

Tab. 7: Trophieindex und Mittelwerte für die Trophieberechnung nach LAWA 1999. .............................................................................................................................................. 16

Tab. 8a: PSI (Phyto-See-Index) für 27 Seen in Brandenburg 2013 (ohne DI-PROF .................................. 85

Tab. 8a: PSI (Phyto-See-Index) für 27 Seen in Brandenburg 2013 (ohne DI-PROF), nach dem PSI sortiert. .................................................................................................................... 86

Tab. 9: Bewertung der Einzelmetrices (= Einzelindices) und Gesamtbewertung (PSI= . ........................................................................................................................................... 87


9. Abbildungsverzeichnis

Abb. 1: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Bötzsee 2013 ............................................... 19

Abb. 2: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Flakensee 2013 ............................................ 23

Abb. 3: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Gr. Glubigsee 2013 ...................................... 25

Abb. 4: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Gr. Seddiner See 2013 ................................. 27

Abb. 4a: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Gr. Seddiner See 2009 ................................. 28

Abb. 5: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Gr. Selchower See 2013 ............................................................................................................................................... 30

Abb. 6: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Gr. Wünsdorfer See 2013 ............................................................................................................................................... 33

Abb. 7: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Hölzerner See 2013 ..................................... 35

Abb. 8: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Kalksee 2013 ............................................... 38

Abb. 9: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Klein Köriser See 2013 ............................... 40

Abb. 10: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Krüpelsee 2013 ............................................ 42

Abb. 11: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Motzener See 2013 ...................................... 45

Abb. 12: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Pätzer Hintersee 2013 .................................. 47

Abb. 13: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Pätzer Vordersee 2013 ................................. 49

Abb. 14: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Schermützelsee 2013 ................................... 52

Abb. 15: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Schmöldesee 2013 ....................................... 54

Abb. 16: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Schweriner See 2013 ................................... 56

Abb. 17: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Sellenzugsee 2013 ....................................... 58

Abb. 18: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Senftenberger See 2013 ............................................................................................................................................... 61

Abb. 19: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Stienitzsee 2013 ........................................... 64

Abb. 20: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Stoßdorfer See 2013 .................................... 66

Abb. 21: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Straussee 2013 ............................................. 69


Abb. 22: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a in der Talsperre Spremberg 2013 ............................................................................................................................. 71

Abb. 23: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Teupitzer See 2013 ...................................... 73

Abb. 24: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Vorder- oder Haussee 2013 ............................................................................................................................................... 75

Abb. 25: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Wolziger See 2013 ....................................... 78

Abb. 26: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Zeesener See 2013 ....................................... 80

Abb. 27: Phytoplankton-Großgruppen und Chlorophyll a im Ziestsee 2013 ............................................... 83


10. Anschrift der Verfasser

LimPlan Büro für Gewässer- und Landschaftsökologie

Dr. Wolfgang Arp

Otawistr. 19 13351 Berlin

Dorfstr. 15 14823 Buchholz Rabenstein/Fl.

Tel. 030 450 274 18 Fax. 030 450 274 19

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