Seen der Schwentine - Landesamt für Landwirtschaft, Umwelt und ...

Seen der Schwentine 

Stendorfer See, Sibbersdorfer See, 

Großer Eutiner See, Kellersee, Dieksee, 

Behler See, Schwentinesee, Lanker See

Herausgeber: 

Landesamt für Natur und Umwelt 

des Landes Schleswig-Holstein 

Hamburger Chaussee 25 

24220 Flintbek 

Tel.: 0 43 47 / 704-0 

www.lanu-sh.de 

Ansprechpartnerin: 

Gudrun Plambeck; Tel.: 0 43 47 / 704-429 

Titelfotos (Gudrun Plambeck): 

Der Behler See, Blick vom Campingplatz Adlerhorst 

kleine Fotos von links nach rechts: 

Stockente auf Schwentine-Brücke Nähe Großer 

Eutiner See - Lanker See - Höftsee, 

Anlegestelle der 5-Seen-Fahrt 

Herstellung: 

hansadruck, Kiel 

Mai 2006 

ISBN: 3-937937-04-8 

Schriftenreihe: LANU SH – Gewässer; B 55 

Diese Broschüre wurde auf 

Recyclingpapier hergestellt. 

Diese Druckschrift wird im Rahmen der 

Öffentlichkeitsarbeit der schleswig- 

holsteinischen Landesregierung heraus- 

gegeben. Sie darf weder von Parteien 

noch von Personen, die Wahlwerbung 

oder Wahlhilfe betreiben, im Wahl- 

kampf zum Zwecke der Wahlwerbung 

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lichen Bezug zu einer bevorstehenden 

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könnte. Den Parteien ist es gestattet, 

die Druckschrift zur Unterrichtung ihrer 

eigenen Mitglieder zu verwenden. 

Die Landesregierung im Internet: 

www.landesregierung.schleswig-holstein.de

Die Seen der Schwentine 

Inhalt 

Kurzfassung .................................................................................... 3 

Einleitung ...................................................................................... 5 

Untersuchungskonzeption und Auswertungsmethoden ......................... 6 

Die Seen im Überblick .................................................................... 10 

Zustand und Belastung der einzelnen Seen........................................ 20 

Stendorfer See ................................................................................................................................ 20 

Sibbersdorfer See ............................................................................................................................ 32 

Großer Eutiner See........................................................................................................................... 44 

Kellersee......................................................................................................................................... 57 

Dieksee .......................................................................................................................................... 70 

Behler See ...................................................................................................................................... 83 

Schwentinesee ................................................................................................................................ 99 

Lanker See .................................................................................................................................... 110 

Literatur...................................................................................... 129 

Anhang ...................................................................................... 133 

1

Kurzfassung 

Die Schwentine und die von ihr durchflossenen 

Seen stellen ein wesentliches Charakteristikum 

Schleswig-Holsteins dar. Im vorliegenden Bericht 

sind die Untersuchungsergebnisse von folgenden 

Seen aus den Jahren 2002 und 2004 zusammengestellt: 

Stendorfer See, Sibbersdorfer See, Großer 

Eutiner See, Kellersee, Dieksee, Behler See, sowie 

Schwentinesee und Lanker See. Der Große und 

Kleine Plöner See werden in separaten Berichten 

behandelt (LANU 2001 und LANU 2004). 

Das Untersuchungsgebiet befindet sich im Östlichen 

Hügelland und liegt in der für die EG- 

Wasserrahmenrichtlinie relevanten Flussgebietseinheit 

Schlei/Trave. Darüber hinaus sind die Seen 

der Schwentine als FFH-Gebiete gemeldet. Der 

buchten- und inselreiche Lanker See mit seinen 

Naturschutzgebieten ist neben dem Großen Plöner 

See zusätzlich für den Vogelschutz von internationaler 

Bedeutung. 

Die untersuchten Seen bilden eine durch die 

Schwentine verbundene Kette, wobei der Stendorfer 

See den Anfang und der Lanker See das Ende 

der Kette bildet. Der Große Eutiner See wird von 

der Schwentine nur peripher durchflossen, entwässert 

aber in diese. Da die untersuchten Seen 

kaskadenartig hintereinander liegen, sind die Umsetzungsprozesse 

in den Seen von den Einträgen 

aus den jeweils oberhalb liegenden Seen und den 

in ihnen stattfindenden Prozessen abhängig. Je 

stärker ein See durchströmt ist, umso größer ist 

diese Abhängigkeit. Insbesondere die Verfügbarkeit 

von anorganischem Stickstoff wird hierdurch 

beeinflusst. 

Es wurden Daten zu den chemisch-physikalischen 

Eigenschaften der Seen sowie zu den Lebensgemeinschaften 

des Freiwassers (Plankton), des 

Ufers und des Seegrundes zusammengestellt. Der 

Zustand der Seen wurde nach der "Vorläufigen 

Richtlinie für eine Erstbewertung von natürlich 

entstandenen Seen nach trophischen Kriterien" der 

Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA 1998) 

klassifiziert und bewertet. Um den Beitrag der 

verschiedenen Nährstoffquellen zu Belastungen 

der Seen beurteilen zu können, wurden Stoffausträge 

aus der Fläche des Einzugsgebietes und 

Einträge durch Abwasser abgeschätzt sowie die 

Nutzung der Seen und ihrer Ufer ermittelt. Die 

Ergebnisse liefern Anhaltspunkte für Entlastungsmöglichkeiten 

und Hinweise auf die Schutzwürdigkeit 

beziehungsweise Schutzbedürftigkeit der 

Seen. 

Die Seen sind entsprechend ihrer Morphometrie 

und des daraus resultierenden Schichtungsverhal- 

Kurzfassung 

tens, der Größe des Einzugsgebietes und der Wasseraufenthaltszeit 

verschiedenen Seetypen zuzuordnen. 

Die Seen der oberen Schwentine, Stendorfer 

See und Sibbersdorfer See, sind flach, polymiktisch 

und stark durchströmt. Sie sind daher 

bereits von Natur aus nährstoffreichere (eutrophe) 

Seen, die jedoch nach der Klassifizierung des 

Istzustandes der Trophie nach LAWA als polytroph 

1 bzw. polytroph 2 eingestuft wurden. Bewertet 

wurden diese Seen mit 3 bzw. 5. Der Große Eutiner 

See, ein instabil geschichteter, nur mäßig tiefer 

See, hat mit seinem vergleichsweise kleinen 

Einzugsgebiet Voraussetzungen für einen mesotrophen 

Zustand, wurde jedoch als polytroph 1 

eingestuft und ist damit weit von seinem Entwicklungsziel 

entfernt (Bewertung 4). Die drei Seen 

Kellersee, Dieksee und Behler See weisen aufgrund 

ihrer großen mittleren Tiefe eine stabile 

sommerliche Temperaturschichtung auf. Sie zeigen 

im Vergleich zu den oberhalb gelegenen Seen 

in ihrem derzeitigen Zustand eine geringere Produktivität 

(eutroph 1) mit vergleichsweise ausgeglichenem 

Sauerstoffhaushalt. Da ihr potenziell 

natürlicher Zustand oligo- bis mesotroph ist, werden 

sie mit 2 bis 3 bewertet. Dabei scheint es, 

dass der Behler See von den dreien der nährstoffärmste 

ist. Der Schwentinesee, die seenartige 

Erweiterung der Schwentine zwischen Kleinem 

Plöner See und Lanker See, ist stark durchströmt 

und hat aufgrund der geringen Wasseraufenthaltszeit 

den Charakter eines Flusssees. Der gegenwärtige 

Trophiezustand (eutroph 2) sollte auf 

eutroph 1 verringert werden. Der Lanker See besitzt 

als unterster See der Kette das größte Einzugsgebiet 

und ist ebenfalls stark durchströmt. 

Dieser buchtenreiche See ist in weiten Teilen flach 

und ungeschichtet, er wurde als polytroph 1 eingestuft. 

Da sein potenziell natürlicher Zustand im 

mesotrophen Bereich liegt, ergibt sich eine Bewertung 

von 4. 

Die Unterwasservegetation war besonders am 

Behler See aufgrund der Tiefenausdehnung und 

am Lanker See wegen der artenreichen Flora von 

Bedeutung. Eine Ausbreitung der Unterwasservegetation 

wurde am Stendorfer See, am Sibbersdorfer 

See, am Großen Eutiner See und am Lanker 

See beobachtet. Der Dieksee und der Kellersee 

hingegen entsprach hinsichtlich der Unterwasservegetation 

nicht den Erwartungen. Hinweise auf 

Absterben von Teilen des Röhrichtgürtels (z.B. 

Stoppelfelder) fanden sich mit Ausnahme von 

Stendorfer und Sibbersdorfer See an allen übrigen 

untersuchten Seen. 

Im gesamten betrachteten Schwentine- 

Einzugsgebiet waren die diffusen Einträge aus der 

3

Kurzfassung 

Fläche bei weitem die Hauptnährstoffquelle. Häusliches 

Abwasser hatte lediglich beim Stendorfer 

See mit 18 %, beim Behler See mit 17 % und 

beim Sibbersdorfer See mit 13 % noch einen nennenswerten 

Anteil an der Phosphorbelastung. 

Beim Großen Eutiner See war der Phosphoreintrag 

durch besiedelte Flächen mit 25 % überdurchschnittlich 

hoch. 

Beim Großen Eutiner See wurde exemplarisch der 

Nährstoffeintrag durch Gänse abgeschätzt. Es 

4 

zeigte sich, dass der Phosphoreintrag durch die 

Gänse im Vergleich zum Gesamteintrag mit höchstens 

3 % gering ist. 

Um den guten ökologischen Zustand gemäß Wasserrahmenrichtlinie 

bei den Seen der Schwentine 

zu erreichen, sollten zunächst vorrangig Maßnahmen 

im Oberlauf der Schwentine umgesetzt werden. 

Der so erreichte Nährstoffrückhalt hätte Auswirkungen 

auf die gesamte Seenkette.

Einleitung 

Ein wichtiges charakteristisches Landschaftselement 

Schleswig-Holsteins sind die Seen. 

Schleswig-Holstein hat etwa 300 Seen mit einer 

Gesamtfläche von 28.000 Hektar, das entspricht 

etwa 1,7 Prozent der Landesfläche. Darüber hinaus 

gibt es zahlreiche stehende Kleingewässer und 

Teiche. Sie sind als Lebensraum und Retentionsbereich 

von großer ökologischer, aber auch von 

wirtschaftlicher Bedeutung. Viele Seen werden 

fischereilich genutzt. Besonders wichtig sind die 

Seen auch für die Freizeitnutzung und den Tourismus. 

Der Schutz der Gewässer als Trinkwasser- 

Reservoir und als Lebensraum für Pflanzen und 

Tiere gewinnt auf europäischer Ebene immer mehr 

Bedeutung. Aus diesem Grund hat die EU ihre 

Gewässerschutzpolitik neu ausgerichtet und eine 

EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) verabschiedet. 

Sie ist seit Dezember 2000 in Kraft und gilt für 

alle Gewässer der EG-Mitgliedsstaaten, das heißt 

für Oberflächengewässer einschließlich der Übergangs- 

und Küstengewässer und des Grundwassers. 

Ziel der Richtlinie ist es, nach einheitlichen 

Kriterien innerhalb der EU einen guten ökologischen 

Zustand der Gewässer zu erreichen. 

Als Grundlage dafür sind vorerst alle stehenden 

Gewässer größer 50 ha zu typisieren, da sich die 

Zielzustände der Richtlinie an den für jeden Seentyp 

charakteristischen Lebensgemeinschaften 

orientieren. 

Die überwiegende Zahl der größeren schleswigholsteinischen 

Seen erreicht voraussichtlich nicht 

den guten ökologischen Zustand gemäß EG- 

Wasserrahmenrichtlinie. Wichtigste Ursache hierfür 

ist bei den meisten Seen des Landes die Überversorgung 

mit Nährstoffen (Eutrophierung), die 

u.a. zur Trübung des Wassers durch Mikroalgen, 

zu verschlechterten Lebensbedingungen für Unterwasserpflanzen 

und bestimmten Fischarten 

sowie zur Veränderung des Nahrungsgefüges im 

See führen. 

Der Untersuchungs- und Sanierungsbedarf ist also 

groß. Um die Seen in Schleswig-Holstein typisieren 

und bewerten zu können, müssen Datenlücken 

hinsichtlich der Lebensgemeinschaften in und an 

den Seen geschlossen werden. Außerdem ist neben 

dem Wasser- und Stoffhaushalt die Belastungssituation 

der Gewässer zu beschreiben. Es 

sind Maßnahmen vorzuschlagen, die zum Schutz 

und zur Regeneration der Seen und ihrer Ufer beitragen 

können. 

Einleitung 

Probleme und signifikante Defizite gegenüber dem 

guten ökologischen Zustand bestehen in den 

schleswig-holsteinischen Seen vor allem hinsichtlich 

folgender Aspekte: 

• Zu hohe Nährstoffeinträge überwiegend aus 

der Fläche, zum Teil aus Abwassereinleitungen, 

von versiegelter Fläche 

sowie durch Niederschlag und mit negativen 

Folgen u.a. für den Phosphor- und Sauerstoffhaushalt, 

• Veränderung der Lebensgemeinschaften im 

Wasser durch Unterbrechung der Verbindung 

mit den umgebenden Gewässern und durch 

selektive fischereiliche Bewirtschaftung, 

• Abnahme der Artenzahl zugunsten der Dominanz 

einzelner weniger Arten, 

• Veränderung des Wasserhaushaltes und der 

Ufermorphologie durch Wasserstandsabsenkungen, 

• Störung der Uferzonen mit ihrer besonderen 

ökologischen Funktion durch Freizeitnutzung. 

In dem hier beschreibenen Untersuchungsgebiet 

spielen ebenfalls die Fraßschäden durch 

Wasservögel eine größere Rolle. 

Gemäß EG-Wasserrahmenrichtlinie ist die relative 

Bedeutung der einzelnen Belastungen im Rahmen 

der Bewirtschaftungspläne für jeden See individuell 

zu ermitteln. Die Ergebnisse der vorliegenden 

Untersuchung können daher als Grundlage für die 

notwendigen Maßnahmeprogramme dienen. 

Im vorliegenden Bericht sind die Ergebnisse der 

Seenuntersuchung von 2002 (2004) von folgenden 

Seen zusammengestellt: Stendorfer See, Sibbersdorfer 

See, Großer Eutiner See, Kellersee, 

Dieksee, Behler See, Schwentinesee und Lanker 

See. 

Die nachfolgend dargestellten Untersuchungen 

waren nur möglich durch die Mitarbeit von Vertragspartnern, 

wie im Text jeweils erwähnt, und 

durch Personen vor Ort, die Sichttiefen ermittelten. 

Diesen und den am Programm beteiligten 

Mitarbeiterinnen und Mitarbeitern des Landesamtes 

gilt ein besonderer Dank. Frau Dr. Kerstin 

Wöbbecke erstellte im Auftrag des Landesamtes 

den vorliegenden Bericht in weiten Teilen. 

5

Untersuchungskonzeption und Auswertungsmethoden 


Einzugsgebiet 

Das oberirdische Einzugsgebiet (AEo) jedes Sees 

wurde nach Höhenlinien der Deutschen Grundkarte 

(DGK 5) und zum Teil durch Begehung und Prüfung 

von Unterlagen der Wasser- und Bodenverbände 

ermittelt. 

Die geologischen Verhältnisse wurden den Geologischen 

Karten für Schleswig-Holstein, Maßstab 

1 : 25.000 bzw. 1 : 200.000, entnommen. 

Die Flächennutzung im Einzugsgebiet der Seen 

wurde nach den Kriterien Acker, Grünland, Wald, 

Siedlung, Gewässer, Sonstiges aus Atkis-Daten 

ermittelt (Stand 1972). 

Die Großvieheinheiten wurden nach Erhebungen 

des Statistischen Landesamtes auf der Basis der 

Bodenflächen nach Art der tatsächlichen Nutzung 

und der Viehzählung 2001 für die in den 

Einzugsgebieten landwirtschaftlich genutzten 

Flächen der entsprechenden Gemeinden ermittelt. 

Hydrologie 

Die wichtigsten Zuläufe der Seen wurden erfasst. 

An den Zuläufen des Lanker Sees wurden Abflussmessungen 

vorgenommen. Die Seewasserstände 

des Großen Eutiner Sees, Kellersees, Dieksees 

und des Lanker Sees wurden mit Hilfe von 

Schreibpegeln ermittelt. 

Tiefenplan 

Die Seen wurden mit Echolot vermessen und Tiefenpläne 

erstellt. 

Biologisch-chemisches Untersuchungsprogramm 

Physikalische und chemische Parameter: 

Wassertemperatur im Tiefenprofil, Lufttemperatur, 

Luftdruck, Wetter, Windrichtung und -stärke, 

Sichttiefe, Sauerstoff-Profil, Farbe, Trübung, Geruch 

der Probe, pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit, 

Chlorid, Säure-Base-Kapazität, Gesamtstickstoff, 

Nitrat, Nitrit, Ammonium, Gesamtphosphor, Phosphat, 

Sulfat, Kieselsäure, Calcium, Magnesium, 

Natrium, Kalium, Eisen, Mangan, Aluminium. 

Die Sichttiefen des Großen Eutiner Sees wurden 

zusätzlich von März bis November etwa wöchentlich 

ehrenamtlich mit Hilfe einer Secchi-Scheibe 

ermittelt. Für den Behler See wurden die Daten, 

die im Rahmen des Seenbeobachtungsprogramms 

des Kreis Plön erhoben wurden, genutzt. 

6 

Biologische Parameter: 

parallel zur chemischen Probenahme: Chlorophyll 

a, Phaeophytin, Phyto- und Zooplankton qualitativ 

und halbquantitativ; 

im Frühjahr: Profundal-Benthos, Probenahme mit 

Ekman-Greifer (Fläche: 225 cm²) aus verschiedenen 

Tiefen im Transekt, qualitativ und 

quantitativ; 

Frühsommer: Erfassung von Ufer- und 

Unterwasservegetation. 

Abschätzung der Stoffeinträge aus dem Einzugsgebiet 

und durch Niederschlag 

Da Phosphor in vielen Fällen der limitierende Faktor 

für das Algenwachstum in einem See ist, steht 

dieser Nährstoff in dem vorliegenden Bericht im 

Zentrum der Betrachtungen zum Stofffluss zwischen 

Einzugsgebiet und Gewässern. Darüber 

hinaus kann auch bei Seen, in denen Stickstoff 

oder andere Faktoren die Produktion regulieren, 

Phosphor am leichtesten an Land zurückgehalten 

und so zum Minimum-Faktor werden. Bei den 

Stoffflussbetrachtungen steht Phosphor zugleich 

stellvertretend für viele Stoffe, die permanent vom 

Land in die Gewässer eingetragen werden. RIPL 

(1995) fand im Einzugsgebiet der Stör, dass die 

Böden vor allem Kalk verlieren (etwa 65 % des 

Gesamtstoffverlustes). Stickstoff und Phosphor 

stellen zusammen hingegen nur 2 % der ausgetragenen 

Stoffe und spielen damit weniger für die 

Verarmung der Böden als für die Eutrophierung der 

Gewässer eine Rolle. 

Alle Werte, die nach den im folgenden beschriebenen 

Methoden ermittelt werden, sind großen 

Schwankungen unterworfen. So variieren zum 

Beispiel Austräge aus (landwirtschaftlich genutzten) 

Flächen stark in Abhängigkeit von Bearbeitungsart, 

Bodenart, Entfernung zum Gewässer, 

Hangneigung und Intensität von Regenfällen. Auch 

für die Einträge von gereinigtem Abwasser gilt, 

dass zum einen der Kläranlagenablauf stark in 

seiner Fracht schwanken kann. Zum anderen ist 

auch der Nährstoffrückhalt, der zwischen Kläranlage 

und See im Boden oder Gewässer erfolgt, 

sehr variabel. Mit Hilfe der Schätzzahlen kann 

jedoch eine grobe Wichtung der einzelnen Belastungsquellen 

der Seen vorgenommen werden. 

Für verschiedene Flächennutzungen werden in der 

Literatur unterschiedliche Werte für den 

jährlichen Austrag von Stickstoff und Phosphor 

angegeben (Tabelle 1). Für die Abschätzung der 

flächennutzungsabhängigen Einträge in die untersuchten 

Seen wurden im vorliegenden Bericht,

sofern nicht anders erwähnt, die mittleren Exportkoeffizienten 

verwendet. Für Siedlungen wurde ein 

Versiegelungsgrad von 30 % angenommen und 

die restliche Fläche wie Grünland behandelt. Daraus 

ergibt sich für Siedlungen ein mittlerer Exportkoeffizient 

von 0,75 kg/ha·a Phosphor und 13 

kg/ha·a Stickstoff. Campingplätze werden, zusätzlich 

zu eventuellen Schmutzwassereinträgen, ebenfalls 

wie Grünland behandelt. Für Gewässer 

und "sonstige Flächen" wurde ohne weitere Differenzierung 

kein Stoffaustrag veranschlagt. Um die 

Einträge durch Viehhaltung abzuschätzen, wurden 

die Großvieheinheiten im Einzugsgebiet zusätzlich 

zur Flächennutzung berücksichtigt. Eine Großvieh- 


einheit entspricht beispielsweise einem weiblichen 

Rind (älter als zwei Jahre) oder zwei Zuchtsauen. 

Dafür wurden durchschnittliche Nährstoffausscheidungen 

von 90 kg Stickstoff und 20 kg 

Phosphor zugrunde gelegt (MINISTERIUM FÜR 

LÄNDLICHE RÄUME, LANDWIRT-SCHAFT, 

ERNÄHRUNG UND TOURISMUS 1996). Nach 

HAMM (1976) erreicht etwa 1 % des für Großvieheinheiten 

veranschlagten Phosphors die Gewässer. 

Da Stickstoff besser transportiert wird als 

Phosphor, wird der Stickstoff-Eintrag durch landwirtschaftliche 

Viehhaltung dabei tendenziell unterschätzt. 

Tabelle 1: Exportkoeffizienten für Phosphor und Stickstoff für verschiedene Flächennutzungen (kg/ha·a) 

Nutzungsart Exportkoeffizient 

(kg/ha·a) 

mittel Bereich 

Acker P: 0,5 0,07 bis 2 

N: 20 20 bis 70 

Grünland P: 0,2 0,1 bis 0,8 

N: 10 5 bis 15 

Wald P: 

N: 

Hochmoorböden (sau- P: 

er) 

N: 

versiegelte Fläche P: 

N: 

Siedlung P: 

N: 

Siedlung mit Regen- P: 

klärbecken bzw. Regenrückhaltebecken 

N: 

Gewässer, 

P: 

sonstiges 

N: 

0,05 

7 

1,5 

7 

2 

20 

0,75 

13 

0,4 

10 

0 

0 

0,01 bis 0,183 

5 bis 10 

2 bis 12 

17 bis 35 

Quelle 

SCHWERTMANN 1973, LW* 1991 

LW*1991 

ALLEN & KRAMER 1972, LW*1991 

BUCKSTEEG & HOLLFELDER 1975, 

LW*1991 

DILLON & KIRCHNER 1975, LW* 1991 

LW* 1991 

LAWA 1998 

TREPEL Ökologiezentrum CAU Kiel 

LW* 1991 

LW* 1991 

Erläuterung siehe Text 

LW* unveröffentlicht 

LW*: LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT UND KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN 

Für die Ermittlung der Einträge von Stickstoff und 

Phosphor durch Niederschlag wurde die Messstelle 

Eutin des Landesamtes zugrunde gelegt. 

Der Stand der Abwasserbeseitigung im Einzugsgebiet 

der untersuchten Seen wurde nach Angaben 

der Unteren Wasserbehörden ermittelt. In 

Abhängigkeit vom Ausbaugrad der Hausklär- 

a nlagen bzw. der Reinigungsleistung von zentralen 

der Reinigungsleistung von zentralen Kläranlagen 

wurden Faustzahlen am Kläranlagenablauf pro 

Einwohnerwert veranschlagt (Tabelle 2). Bei konkreten 

Sanierungsmaßnahmen sind die Werte im 

Einzelfall aus den Ergebnissen der behördlichen 

Überwachung und der Selbstüberwachung heranzuziehen. 

7


Tabelle 2: Faustzahlen zur Reinigungsleistung verschiedener Kläranlagen, 

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

Ablaufkonzentrationen/-frachten 

Kläranlagentyp l/E*·d Stoff mg/l g/EW**·d kg/EW·a 

Kleinkläranlage als 3 Kammerausfaulgrube, 100 P: 20 2 

0,7 

nicht nachgerüstet 

N: 100 10 

3,7 

Kleinkläranlage, nachgerüstet nach DIN 4261, 100 P: 8 0,8 

0,3 

mit Sandfilter, Tropfkörper, Belebungsbecken 

oder Nachklärteich 

N: 80 8 

3 

Abwasserteich unbelüftet, 15 m²/E, 

300 P: 3 1 

0,4 

Mischkanalisation 

N: 15 5 

1,8 

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

0,4 

N: 40 6 

2,2 

Abwasserteich, belüftet, mit P-Fällung, 

150 P: 1,5 0,2 0,07 

Trennkanalisation 

N: 40 6 

2,2 

Abwasserteich mit zwischengeschaltetem 150 P: 8 1,2 

0,4 

Tropf- oder Tauchkörper und Rückführung, A 

257 

N: 20 3 

1,1 

Gebietskläranlage mit Schlammstabilisierung u. 100 P: 8 0,8 

0,3 

Nitrifikation (kl. Kläranlage, 50 bis 500 EW), A 

122, Trennkanalisation 

N: 60 6 

2,2 

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

0,3 

Nitrifikation, 500 bis 5000 EW, 

A 126, Trennkanalisation 

N: 35 5 

1,8 

Kl. Kläranlage mit Schlammstabilisierung, Nitri- 150 P: 0,7 0,1 0,04 

fikation, Denitrifikation und Simultanfällung, 

500 bis 5000 EW, A 126, Trennkanalisation 

N: 18 2,7 

1 

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

0,4 

> 5000 EW, Trennkanalisation 

N: 18 2,7 

1 

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

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

Schleswig-Holstein 

N: 18 2,7 

1 

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

0,08 

und N- u. P-Elimination, > 5000 EW 

N: 10 1,5 

0,5 

Gr. Kläranlage mit vollbiol. Reinigung, 

150 P: 0,5 0,075 0,03 

N- u. P-Elimination u. Flockungsfiltration, 

> 5000 EW, Dringlichkeitsprogramm S-H 

N: 10 1,5 

0,5 

E*: Einwohner, EW**: Einwohnerwert 

Nährstoffbelastungsmodell nach VOLLENWEIDER 

& KEREKES (1980) 

Verschiedene Verfasser haben in Modellen versucht, 

die Phosphor-Belastung aus dem Einzugsgebiet 

zur seeinternen Phosphorkonzentration 

in Beziehung zu setzen. In dem stark ver- 

8 

einfachenden Modell von VOLLENWEIDER werden 

dabei die Gewässergestalt und die hydraulische 

Belastung (theoretische Wasseraufenthaltszeit) 

berücksichtigt, weil diese Größen einen besonderen 

Einfluss auf die Stoffumsetzungen in einem 

See haben.

L ∗ TW 

P E = 

z ( 1+ T W ) 

PE : erwartete Phosphorkonzentration im See (mg/l) 

L : jährliche Phosphor-Belastung pro Seefläche (g/a·m²) 


TW : theoretische Wasseraufenthaltszeit (a)* 

* theoretische Wasseraufenthaltszeit (a) = Seevolumen (m³)** : Zuflussmenge (m³/a)*** 

** Seevolumen (m³) = Seefläche (m²) x mittlere Tiefe (m) 

*** Zuflussmenge (m³/a) = Einzugsgebiet AEo (km²) x Abflussspende (m³/a·km²) 

z : mittlere Tiefe des Sees (m) 

Im vorliegenden Bericht wird das Modell dazu 

verwendet, um die vorgenommenen Abschätzungen 

auf Plausibilität zu überprüfen. 

Bewertung der Trophie stehender Gewässer nach 

LAWA 

Zur Klassifizierung und Bewertung der Trophie 

natürlich entstandener Seen hat die Länderarbeitsgemeinschaft 

Wasser (LAWA 1998) eine vorläufige 

Richtlinie herausgebracht, die anhand von 42 

schleswig-holsteinischen Seen erprobt wurde 

(LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT DES 

LANDES SCHLESWIG-HOLSTEIN 2000a). 

Zur Ermittlung des potentiell natürlichen Zustandes 

(Referenzzustand) werden topographische und 

morphometrische Kenngrößen wie z.B. Einzugsgebietsgröße 

und Seetiefe miteinander verrechnet. 

Zur Klassifizierung des Istzustandes werden die 

Parameter Chlorophyll a, Sichttiefe und Phosphor 

genutzt. Aus der Differenz zwischen Istzustand 

und Referenzzustand ergibt sich die Bewertung. 

9

Die Seen im Überblick 


Alle in diesem Bericht behandelten Seen sind Teil 

der Schwentine-Seenkette (Abbildung 1). Sie befinden 

sich im Östlichen Hügelland und liegen in 

der für die EG-Wasserrahmenrichtlinie relevanten 

Flussgebietseinheit Schlei/Trave (Teileinzugsgebiet 

Schwentine). Darüber hinaus sind die Seen der 

Schwentine als FFH-Gebiete gemeldet. Der buchten- 

und inselreiche Lanker See mit seinen Naturschutzgebieten 

ist neben dem Großen Plöner See 

zusätzlich für den Vogelschutz von internationaler 

Bedeutung. 

10 

Preetz 

Kühren 

Kührsdorf 

Schwentine 

Lanker 

See 

Schellhorn 

Schwentinesee 

Mühlenbach 

Kalübber Au 

Karperbek 

Stocksee 

Kl. 

Plöner 

See 

Gr. 

Plöner 

See 

Tensfelder Au 

Muggesfelder 

See 

Nehmser 

See 

Trammer 

See 

Seedorfer See 

Schöhsee 

Behler 

See 

Vierer See 

Die Schwentine entspringt am Bungsberg, durchfließt 

den Stendorfer und den Sibbersdorfer See, 

passiert den Großen Eutiner See und durchfließt 

dann Kellersee, Dieksee und Behler See. In der 

Kette folgen Großer und Kleiner Plöner See, die 

jedoch Gegenstand von separaten Berichten sind 

(LANU 2001, LANU 2004). Der unterhalb des 

Kleinen Plöner Sees liegende hier so genannte 

Schwentinesee ist eine seenartige Erweiterung der 

Schwentine. Er wurde im Gegensatz zu den übrigen 

Seen 2004 untersucht. Der unterste See der 

Kette ist der Lanker See. 

Schluensee 

Suhrer 

See 

Grebiner See 

Dieksee 

Malenter Au 

Malente 

Krummsee 

Rothensande 

Beutiner 

Graben 

Benzer 

Seen 

Hängebarks 

horst 

Ukleisee 

Kellersee 

Eutin 

Fissau 

Kl. Eutiner 

See 

0 2 4 6 8 km 

Abbildung 1: Die Seen des Schwentine-Einzugsgebiets, dunkelblau: in diesem Bericht dargestellte Seen 

Die Ausgangsbedingungen der Seen für die Ausprägung 

eines hohen oder niedrigen Trophiezustandes 

aufgrund ihrer Beckenform und ihrer 

Einzugsgebietsgröße sind in Abbildung 2 veranschaulicht. 

Die mittlere Tiefe der Seen ist gegen 

das Verhältnis von Einzugsgebiets- zu Seefläche 

aufgetragen. Je kleiner das Einzugsgebiet im Verhältnis 

zur Seefläche ist, desto besser sind die 

natürlichen Voraussetzungen für eine mäßige 

Nährstoffbelastung des Sees und einen Zustand 

Sibbersdorfer 

See 

Gr. Eutiner See 

Pulverbek 

Sagau 

Sagauer 

See 

Sibbersdorf 

Stendorfer 

See 

Voßberg 

Kasseedorf 

geringer Trophie. Diagonal in der Grafik ist die 

Grenzlinie für das Verhältnis von Einzugsgebietsfläche 

zu Seevolumen (fv) = 1,5 eingetragen, da 

neben der Fläche auch das Seevolumen die natürlichen 

Voraussetzungen für die Produktivität eines 

Sees beeinflusst. Bei fv < 1,5, d.h. bei Seen mit 

relativ kleinem Einzugsgebiet im Vergleich zum 

Seevolumen, ist ein relativ nährstoffarmer Zustand 

des Sees zu erwarten.

Diese Einteilung spiegelt die Trennung der Seetypen 

10 und 13 nach MATHES et al. (2002) wider. 

Wegen seines großen Seevolumens ist das fV des 

Großen Plöner Sees trotz großem Einzugsgebiet 

vergleichsweise klein, so dass der See somit zum 

Typ 13 (kalkreiche geschichtete Seen mit relativ 

kleinem Einzugsgebiet, fV < 1,5) zugeordnet wird. 

Kellersee, Dieksee, Behler See und Kleiner Plöner 

See gehören zum Typ 10 (kalkreiche geschichtete 

Seen mit relativ großem Einzugsgebiet, fV > 1,5). 

mittlere Tiefe (m) 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 


Stendorfer, Sibbersdorfer, Großer Eutiner See und 

Lanker See sind schwach bzw. ungeschichtet und 

werden dem Typ 11 (ungeschichtete, kalkreiche 

Seen mit relativ großem Einzugsgebiet und einer 

Verweilzeit > 30 Tage) zugeordnet. Der Schwentinesee 

(in der Abbildung nicht dargestellt) ist 

wegen seiner sehr geringen Verweilzeit als Flusssee 

eingestuft (Typ 12: ungeschichtete, kalkreiche 

Seen mit relativ großem Einzugsgebiet, Verweilzeit 

3 – 30 Tage). 

Einzugsgebietsfläche / Seefläche f u (m²/m²) 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 


Gr. Plöner See 

Kellersee 

fv = 1,5 

Stendorfer See 

Sibbersdorfer See 

Dieksee 

Behler See 

Lanker See 

Kl. Plöner See 

Abbildung 2: Verhältnis von fu (Einzugsgebietsfläche ohne Seefläche zu Seefläche, m²/m²) zur mittleren Seetiefe (m). 

fv : Verhältnis von Einzugsgebietsfläche ohne Seefläche zu Seevolumen (m²/m³) 

: Seen der Schwentine 

: bisher vom Landesamt untersuchte Seen. 

Da die 2002 untersuchten Seen in einer Kette 

liegen, summieren sich die Teileinzugsgebiete 

(Ausnahme Großer Eutiner See, der nicht im 

Hauptstrom liegt). Der Stendorfer- und Sibbersdorfer 

See haben zwar noch vergleichsweise kleine 

Einzugsgebiete, durch ihre geringe Größe und Tiefe 

aber trotzdem Voraussetzungen für eine höhere 

Produktivität. Der Große Eutiner See ist hingegen 

nicht leicht einzuordnen, da er einerseits im Nebenstrom 

der Schwentine liegt und somit ein relativ 

kleines Einzugsgebiet besitzt, zum anderen aber 

aufgrund seiner geringen mittleren Tiefe nur eine 

schwache thermische Schichtung aufweist. 

Trotz ihres großen Einzugsgebietes besitzen der 

Kellersee, Dieksee, Behler See und der Kleine Plöner 

See mit ihren großen Seevolumina gute Voraussetzungen 

für eine relativ geringe Produktivität. 

Die günstigsten morphometrischen Voraussetzun- 

gen für eine geringe Produktivität hat jedoch wegen 

seines sehr großen Seevolumens der Große 

Plöner See. Der Lanker See besitzt zwar eine recht 

große Seefläche, ist aber relativ flach und hat als 

letzter in der Kette das größte Einzugsgebiet der 

hier dargestellten Seen. Der Schwentinesee, der 

durch seine geringe Seefläche bei großem Einzugsgebiet 

ein fu von 649 hat, ist in der Grafik 

nicht dargestellt. 

Insgesamt muss allerdings bei dieser Betrachtung 

beachtet werden, dass die Belastung dieser Seen 

nicht direkt mit der Einzugsgebietsgröße proportional 

ist, da durch die Vielzahl der flussaufwärtsliegenden 

Seen bereits eine erheblich Reduzierung 

der Belastung stattfindet. Das trifft vor allen Dingen 

für den Kleinen Plöner See zu, dem der Nährstoffrückhalt 

im Großen Plöner See zu Gute 

kommt. 

11


In stabil geschichteten Seen (Typ 10, Typ 13) 

können vorübergehend erhöhte Nährstoffbelastungen 

durch Bindung der Nährstoffe im Sediment 

besser abgepuffert werden. Eine ausgeprägte, 

stabile Schichtung während der Sommermonate 

wiesen der Kellersee, der Dieksee, der Behler See, 

der Kleine und der Große Plöner See auf. Die 

Temperaturschichtung des Großen Eutiner Sees 

war hingegen instabil und durch eine zeitweilige 

Verlagerung der Sprungschicht in die Tiefe gekennzeichnet. 

Dieser See wird daher aufgrund der 

nur zeitweise zu beobachtenden Schichtung als 

ungeschichteter See betrachtet. Der Sibbersdorfer 

und Stendorfer See zeigten nur eine relativ 

schwache, instabile Temperaturschichtung, die sie 

ebenso wie den Großen Eutiner See als ungeschichtete 

Seen vom Typ 11 kennzeichnen. Das 

Nordbecken des Lanker Sees wies an seiner tiefsten 

Stelle eine stabile sommerliche Schichtung 

auf. Dieser Bereich ist für den in weiten Teilen 

sehr flachen See aber insgesamt nicht repräsentativ, 

so dass sein Grundcharakter eher dem eines 

polymiktischen Sees vom Typ 11 entspricht 

Die Klassifizierung und Bewertung der tatsächlich 

vorgefundenen Verhältnisse nach LAWA (1998) 

zeigt, dass der Stendorfer und Sibbersdorfer See 

die erwarteten hoch produktiven Zustände auf- 

12 

wiesen (polytroph 1 und 2). Im Fall des hoch polytrophen 

Sibbersdorfer Sees führte dies zu einer 

sehr schlechten Bewertung von 5 auf der siebenstufigen 

LAWA-Skala (Tabelle 3). Ebenfalls polytroph 

1 trotz seines vergleichsweise kleinen 

Einzugsgebiets war der Große Eutiner See. Da sein 

natürlicher Zustand mesotroph wäre, wurde er 

ebenfalls schlecht bewertet (4). 

Der Kellersee, Dieksee und Behler See wurden als 

eutroph 1 eingestuft. Bei einem potenziell natürlichen 

oligo- bis mesotrophem Zustand ergibt sich 

eine Bewertung von 2 bis 3 für diese drei Seen. 

Der Schwentinesee ist so stark durchströmt, dass 

das LAWA-Bewertungsschema auf ihn nicht angewendet 

werden kann. Für diesen Flusssee wird ein 

mesotropher Referenzzustand festgelegt. Bei einem 

Istzustand von stark eutroph ergibt sich eine 

Bewertung von 3. 

Da der Lanker See einen großen Teil seines Zuflusses 

aus dem Kleinen Plöner See erhält, dessen 

Entwicklungsziel mesotroph bis eutroph 1 ist, wird 

für den Lanker See ein schwach eutropher Zustand 

(eutroph 1) angestrebt. Die Bewertung des 

gegenwärtigen Zustands (polytroph 1) ergibt eine 

4. 

Tabelle 3: Typisierung der Seen gemäß Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) nach Mathes at al. (2002) sowie Klassifizierung und 

Bewertung von Referenz- und Istzustand der untersuchten Seen nach LAWA (1998 verändert). 

See 

Typ 

WRRL 

Referenzzustand Istzustand Bewertung Entwicklungsziel 

Stendorfer See 11 eutroph 1 polytroph 1 3 eutroph 2 

Sibbersdorfer See 11 eutroph 1 polytroph 2 5 eutroph 2 

Großer Eutiner See 11 mesotroph polytroph 1 4 eutroph 1 

Kellersee 10 oligo- bis mesotroph eutroph 1 2-3 

Dieksee 10 oligo- bis mesotroph eutroph 1 2-3 

Behler See 10 oligo- bis mesotroph eutroph 1 2-3 

Großer Plöner See 13 oligotroph 

meso-/ 

eutroph 1 

Kleiner Plöner See 10 oligo- bis mesotroph eutroph 1/2 3 

mesotroph/ 

eutroph 1 

mesotroph/ 

eutroph 1 

mesotroph/ 

eutroph 1 

2-3 mesotroph 

mesotroph/ 

eutroph 1 

Schwentinesee 12 (mesotroph) eutroph 2 (3) eutroph 1 

Lanker See 11 mesotroph polytroph 1 4 eutroph 1


Abbildung 3: Referenz- und Istzustand sowie Bewertung der untersuchten Seen anhand der Trophie nach LAWA (1998, verändert) 

13


Trotz dieses teilweise negativen Bildes zeigt der 

Vergleich mit älteren Untersuchungen, dass in den 

letzten Jahrzehnten eine sichtbare Verbesserung 

der Trophieverhältnisse in den Seen der Schwentinekette 

stattgefunden hat. Außerdem ist erkennbar, 

dass hinsichtlich der Trophiekenngrößen 

Phosphorkonzentation, Sichttiefe und Chlorophyll 

a - Konzentration der gute ökologische Zustand 

gemäß Wasserrahmenrichtlinie beim Kellersee, 

Dieksee, Behler See und Großen Plöner See schon 

fast erreicht ist. 

Der Referenzrahmen für verschiedene chemische 

und physikalische Parameter in schleswigholsteinischen 

Seen (Abbildung 4) verdeutlicht die 

Lage der untersuchten Seen im regionalen Zusammenhang. 

Der Medianwert, das heißt, derjenige 

Wert, der in der Mitte der nach ihrer Größe geordneten 

Messwerte liegt, ist jeweils als waagerechte 

bzw. senkrechte Linie dargestellt. Zur Verdeutlichung 

der gegenseitigen Abhängigkeit der einzelnen 

Seen der Kette sind einige Messgrößen zusätzlich 

im Fließverlauf dargestellt, wobei auch die 

in diesem Bericht nicht dargestellten Gewässer 

Großer und Kleiner Plöner See einbezogen wurden. 

Überdurchschnittlich hohe Calciumkonzentrationen 

und ein hohes Säurebindungsvermögen zeichnete 

die im oberen Einzugsgebiet gelegenen Seen aus 

(Stendorfer See, Sibbersdorfer See, Großer Eutiner 

See, Keller See). Für quellnahe oder Grundwasser 

gespeiste Gewässer in kalkreichen Böden ist dies 

typisch. Im Verlauf der Schwentine wird immer 

mehr Calcium biogen ausgefällt (Abbildung 5). 

Dadurch verringert sich das Säurebindungsvermögen 

und die Pufferkapazität nimmt ab. Entsprechend 

hatten Behler See, Großer und Kleiner Plöner 

See, Schwentinesee und Lanker See eher unterdurchschnittlich 

hohe Calciumkonzentrationen 

und Säurebindungsvermögen. 

Die Frühjahrskonzentrationen an Gesamtphosphor 

bewegten sich mit Ausnahme des Kleinen Plöner 

Sees (0,055 mg/l P) bei allen 2002 untersuchten 

Seen um 0,1 mg/l P und lagen damit über dem 

schleswig-holsteinischen Durchschnitt (Abbildung 

4). Der Schwentinesee wies 2004 

0,064 mg/l P auf. In den ungeschichteten Seen 

stieg die Phosphorkonzentration im Verlauf des 

Sommers stark an (z.B. auf das Dreifache im Sibbersdorfer 

See). Im Oberflächenwasser der stabil 

geschichteten Seen dagegen nahm sie deutlich ab, 

wie es charakteristisch für diesen Seetyp ist (z.B. 

auf 0,035 mg/l P im Kellersee). 

Beim Gesamtstickstoff zeichneten sich wiederum 

die im Fließverlauf in den Seen stattfindenden 

Prozesse ab (Abbildung 4 und 6): Der Stendorfer 

See zeigte die höchsten Konzentrationen, während 

von den 2002 untersuchten Seen der Lanker See 

die geringsten Konzentrationen aufwies, da im 

14 

Fließverlauf der Schwentine erheblich Mengen an 

Stickstoff durch Denitrifikation verloren gehen. 

Dadurch kam es phasenweise in mehreren Seen 

zur Stickstofflimitierung des Phytoplanktonwachstums. 

Die Seen der unteren Schwentine, 

insbesondere Großer und Kleiner Plöner See sowie 

der Schwentinesee, hatten dadurch für eutrophe 

Seen ungewöhnlich niedrige N-Konzentrationen 

von unter 1 mg/l N und lagen hinsichtlich ihrer 

Stickstoffwerte unter dem schleswigholsteinischen 

Durchschnitt (Abbildung 4). 

Auch bei der Kieselsäureversorgung sind die im 

unteren Einzugsgebiet gelegenen Seen weitgehend 

von der Zulieferung aus der Schwentine und damit 

dem Verbrauch in den oberhalb gelegenen Seen 

abhängig. Die sommerlichen Konzentrationen lagen 

daher in den Seen des oberen Einzugsgebiets 

am höchsten und waren von der mittleren Tiefe 

der Seen relativ unabhängig. 

Die höchsten sommerlichen Sichttiefen sowie die 

geringsten sommerlichen Chlorophyll-a- und Gesamtphosphorwerte 

hatten die vier tiefen Seen 

Kellersee, Dieksee, Behler See und Großer Plöner 

See, während sich bei Stendorfer See, Sibbersdorfer 

See und Großem Eutiner See die umgekehrte 

Tendenz zeigte. Die Abhängigkeit zwischen der 

mittlerer Tiefe eines Sees und der Chlorophyll a- 

Konzentration ist in Abbildung 5 gut zu erkennen. 

Auch zwischen Chlorophyll a und der theoretischen 

Wasseraufenthaltszeit ist eine Beziehung 

festzustellen. Seen mit kurzen Verweilzeiten sind 

in der Regel produktiver. Die Grenze bildet jedoch 

der Flusssee mit wenigen Tagen Aufenthaltszeit. 

Dort überwiegt der Durchspüleffekt mit der verbundenen 

Verdünnung und Verdriftung des Phytoplanktons. 

Die Phytoplanktongemeinschaften waren im Frühjahr 

insbesondere in den ungeschichteten Seen 

vom Typ 11 (kalkreich, ungeschichtet, fV > 1,5, 

Stendorfer See, Sibbersdorfer See, Großer Eutiner 

See, Lanker See) durch Kieselalgen geprägt, die 

bereits im Februar hohe Biovolumina erreichten. 

Charakteristisch für diese Seen war auch die Dominanz 

von Cyanobakterien, die bereits im Hochsommer 

zu beobachten war und sich teilweise, 

wie im Lanker See, bis in den November hineinzog. 

Während des Hochsommers wurden hauptsächlich 

stickstofffixierende Blaualgen-Arten vorgefunden. 

Im Herbst wurden diese jedoch in allen 

oberen ungeschichteten Schwentineseen von coccalen 

Formen (Microcystis spp.) abgelöst. Im 

Schwentinesee (Typ 12) wurden Cyanobakterien 

im Jahr 2004 nur vorübergehend beobachtet, was 

vermutlich auf die zu kurze Wasseraufenthaltszeit 

zurückzuführen ist, die die Entwicklung einer Blüte 

verhindert.

4,5 

4 

3,5 

3 

2,5 

2 

1,5 

1 

0,5 

0 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Frühjahr 

6 

10 

9 

7 

5 

3 

4 

0 20 40 60 80 100 120 

2 

10 

1 

1 

Calcium (mg/l) 

9 

Sommer 

3 

8 

6 

0 5 10 15 20 

4 

2 

8 

7 


5 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

1 2 

97 

8 

Frühjahr 

3 

10 

5 

6 

4 


0 0,1 0,2 0,3 

Gesamt-Phosphor (mg/l) 

Vegetationsperiode 

0 0,1 0,2 0,3 

Gesamt-Phosphor (mg/l) im 

Frühjahr 

Abbildung 4: Referenzrahmen für chemische und physikalische Parameter in schleswig-holsteinischen Seen. Die durchgezogenen 

waagerechten bzw. senkrechten Linien kennzeichnen die Lage des Medianwertes 

1: Stendorfer See, 2: Sibbersdorfer See, 3: Großer Eutiner See, 4: Kellersee, 5: Dieksee, 6: Behler See, 

7: Großer Plöner See, 8: Kleiner Plöner See, 9: Schwentinesee, 10: Lanker See 

bisher vom Landesamt untersuchte Seen. 

Sichttiefe (m) 

10 

1 

8 

3 

2 

7 

5 

6 

9 

4 

15


16 

Chlorophyll a (µg/l) 


160 

140 

120 

100 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

80 

60 

40 

20 

0 

6 

7 

4 

5 

Sommer 

9 

10 

0 0,1 0,2 

Gesamt-Phosphor (mg/l) 

Vegetationsperiode 

10 

1 

2 

0 5 10 15 20 

8 

1 


Abbildung 4: Fortsetzung Referenzrahmen 

3 

9 

8 

6 

4 

7 

5 

3 

2 

Chlorophyll a (µg/l) 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

9 

10 

10 

Sommer 

2 

1 

3 

9 

8 

6 

0 5 10 15 20 

2 

1 

3 

Sommer 

4 

7 

5 


20 

0 

8 

6 5 

4 

7 

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 

Theoretische Wasseraufenthaltszeit (a)

mg/l N 

4,0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

Gesamtstickstoff 

Ges. N NO3-N 

Lanker See, Nord 

Lanker See, Süd 



Behler See 

Dieksee 

Kellersee 

Gr. Eutiner 

Sibbersdorfer 

Stendorfer 

85 

80 

75 

70 

65 

60 

55 

50 

45 

40 

Calcium 

Lanker See, Nord 

Lanker See, Süd 



Behler See 

Dieksee 

Kellersee 

Gr. Eutiner 

Sibbersdorfer 

Stendorfer 


Abbildung 5: Frühjahrskonzentrationen von Gesamt- und Nitratstickstoff sowie von Calcium in den Seen der Schwentine 

Während die ungeschichteten Seen ganzjährig 

hohe Biovolumina aufwiesen, erreichten die Biovolumina 

in den geschichteten Seen bis Ende Juli nur 

sehr geringe Werte < 1mm³/l. Erst im September 

war in diesen Seen ein Biomasseanstieg zu verzeichnen. 

Die Phytoplanktonzusammensetzung der 

Seen vom Typ 10 (kalkreich, geschichtet, fV < 

1,5, Kellersee, Dieksee, Behler See) war dadurch 

gekennzeichnet, dass in der ersten Jahreshälfte 

hauptsächlich schnellwachsende Cryptophyceen 

und Chlorophyceen dominierten. Kieselalgen waren 

im Gegensatz zu den oberen, ungeschichteten 

Schwentineseen generell ohne Bedeutung. Augenfällig 

war die Dominanz von coccalen Chlorophyceen 

im Keller- und Dieksee während des Frühsommers, 

deren Biomasseniveau auf den höheren 

Trophiezustand dieser beiden Seen im Vergleich 

zum Behler See hindeutet. Ein weiteres typisches 

Merkmal der geschichteten Seen waren die verhältnismäßig 

spät im Jahr auftretenden Cyanobakterienblüten. 

Diese erreichten insgesamt hohe 

Biomassen, wobei sie aber im Kellersee und Behler 

See nur etwa die Hälfte des Niveaus vom Dieksee 

ereichten. 

Beim Zooplankton traten größere, für die Kontrolle 

des Phytoplanktons wichtige Formen vor allem im 

Dieksee und im Lanker See, aber auch im Sibbersdorfer 

See auf. Ein Klarwasserstadium zeigte sich 

im Mai im Großen Eutiner See, im Behler See, im 

Kleinen Plöner See, im Großen Plöner See, im 

Schwentinesee und im Lanker See. Im Kellersee 

und im Dieksee fand vermutlich ebenfalls ein 

Klarwasserstadium statt, wurde aber nicht erfasst. 

Der Sauerstoffhaushalt war in den flacheren 

eutrophen Seen unausgeglichen, während die geschichteten 

Seen Kellersee, Dieksee, Behler See 

und Großer Plöner See erst bei der Herbstbeprobung 

ein sauerstoff- und nitratfreies Hypolimnion 

mg/l 

mit Schwefelwasserstoffbildung zeigten. Das Hypolimnion 

des Kleinen Plöner Sees dagegen war 

bereits Anfang Juli fast vollständig sauerstofffrei. 

Hinsichtlich ihrer Unterwasservegetation sind aus 

Sicht des Artenschutzes vor allem Lanker See, 

Behler See und der Dieksee von Bedeutung. Die 

Unterwasservegetation des buchtenreichen, in 

weiten Bereichen sehr flachen Lanker Sees ist mit 

23 submersen Arten (davon 7 Arten Armleuchteralgen) 

besonders artenreich, wenn auch die dominanten 

Arten nährstoffliebende Pflanzen sind. Hier 

besiedelt die Unterwasservegetation streckenweise 

Bereiche, die durch das Absterben des Röhrichts 

freigeworden sind. Im Behler See liegt die 

Vegetationsgrenze bei 5 bis 6 m, was auf mesotrophe 

Verhältnisse hindeutet. Von den 14 gefundenen, 

submersen Arten sind fünf nach den 

Roten Listen der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig-Holsteins 

(MIERWALD & BELLER 1990) bzw. 

der Armleuchteralgen Schleswig-Holsteins 

(GARNIEL & HAMANN 2002) gefährdet beziehungsweise 

vom Aussterben bedroht. 

Im vergleichsweise nährstoffarmen, jedoch mit 

buchtenarmen, steilen Ufern ausgestatteten Dieksee 

ist die Unterwasservegetation durch das Vorkommen 

einer vom Aussterben bedrohten Art 

besonders erwähnenswert, ansonsten ist sie insgesamt 

eher artenarm (14 Arten) und spärlich. 

Ähnlich stellt sich die Situation am Kellersee dar. 

Unter den 12 gefundenen submersen Arten des 

Kellersees waren zwei Arten Armleuchteralgen. 

Die Unterwasservegetation des Kellersees dringt 

im allgemeinen bis 3 m Wassertiefe, vereinzelt 

auch bis 4 m vor. 

Die spärliche Unterwasservegetation vom Stendorfer, 

Sibbersdorfer und Großem Eutiner See ist in 

weiten Bereichen von fädigen Grünalgen überwu- 

17


chert. Die Unterwasservegetation des Schwentinesees 

ist mit 14 submersen Arten (davon 5 der 

Roten Liste Schleswig-Holsteins) zwar für seinen 

Typ eher artenreich und dringt bis zu einer Wassertiefe 

von 3,5 m bis 5 m vor, sie wird jedoch 

stark von der nährstoffliebenden Kanadischen 

Wasserpest dominiert, während die meisten anderen 

Arten nur sehr vereinzelt vorkommen. 

Fast geschlossene relativ ungestörte Schilfgürtel 

weisen die Ufer der beiden Seen der oberen 

18 

P-Belastung (g/m² a) 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

7 

Die Höhe der Flächenbelastung durch Phosphoreinträge 

in die Seen ist Abbildung 6 zu entnehmen. 

Die geringste Belastung bezogen auf die Seefläche 

wurde mit 0,41 kg P pro m² Seefläche und Jahr 

für den Großen Eutiner See berechnet, der gleichzeitig 

ein im Verhältnis zur Seefläche recht kleines 

Einzugsgebiet aufweist. Ob diese Belastungsrate 

realistisch ist oder sich durch zeitweiligen Rückstau 

aus der Schwentine erhöht, kann an Hand 

des vorliegenden Datenmaterials nicht beurteilt 

werden. Der Große Plöner See hat mit 0,45 kg/m² 

Seefläche ebenfalls eine vergleichsweise geringe 

3 

4 

1 

5 

2 

6 

Schwentine, Stendorfer und Sibbersdorfer See, 

auf, während die Ufer vom Kellersee, Dieksee und 

Lanker See einen mehr oder weniger starken 

Schilfrückgang zeigen. Der Lanker See besitzt 

insbesondere im Bereich des Naturschutzgebietes 

und einiger Buchten noch größere zusammenhängende 

Röhrichtflächen. Am steilufrigen Schwentinesee 

ist kaum Röhricht vorhanden, der schmale 

Gehölzsaum hat, entsprechend eines flussähnlichen 

Sees, Auwaldcharakter. 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 

Einzugsgebietsfläche / Seefläche (m²/m²) 

Abbildung 6: Phosphorbelastung, bezogen auf die Seefläche (g/a⋅m²), in Abhängigkeit von der relativen Einzugsgebietsgröße 

(Einzugsgebietsfläche/Seefläche (m²/m²)). Die durchgezogenen waagerechten bzw. senkrechten Linien kennzeichnen die Lage 

des Medianwertes für 71 vom Landesamt untersuchte Seen (siehe Abbildung 4) 

1: Stendorfer See, 2: Sibbersdorfer See, 3: Großer Eutiner See, 4: Kellersee, 5: Dieksee, 6: Behler See, 

7: Großer Plöner See, 8: Kleiner Plöner See, 10: Lanker See 

bisher vom Landesamt untersuchte Seen 

10 

jährliche Flächenbelastung, während die des Kleinen 

Plöner Sees fast das Vierfache beträgt und 

damit von den untersuchten Seen die zweithöchste 

war. Eine zwar absolut hohe, im Vergleich mit 

den übrigen Schwentineseen aber recht geringe 

Phosphor-Belastung haben auch Stendorfer See, 

Kellersee und Dieksee. Die höchste Nährstoffbelastung 

hat durch seinen starken Austausch der in 

der Grafik nicht dargestellte Schwentinesee 

(16,7 kg Phosphor pro m² Seefläche jährlich bei 

einem Verhältnis Einzugsgebiet zu Seefläche von 

649). 

8

Die relative Bedeutung verschiedener Phosphor- 

und Stickstoffquellen wurde für die untersuchten 

Seen grob abgeschätzt. Dabei waren die diffusen 

Einträge von landwirtschaftlichen Flächen für die 

meisten Teileinzugsgebiete bei weitem die Hauptnährstoffquelle, 

lediglich im Teileinzugsgebiet des 

Kleinen Plöner Sees, der das Abwasser der Kläranlage 

Plön aufnimmt, hatte das Abwasser einen 

hohen Anteil (50 %) an der Gesamtbelastung. Im 

Einzugsgebiet von Stendorfer und Sibbersdorfer 

See gibt es noch eine relativ große Anzahl von 

nicht an die zentrale Abwasserentsorgung angeschlossenen 

Haushalten. 

Die landwirtschaftliche Nutzung seenaher Flächen 

verursacht nicht nur Stoffeinträge in die Gewässer, 

sondern teilweise auch eine Zerstörung 

des Röhrichts, wenn, wie streckenweise z.B. am 

Kleinen Plöner See, am Lanker See und am 

Schwentinesee, Nutzvieh freien Zugang zum Ufer 

hat. Am Lanker See sind früher beweidete Uferbereiche 

inzwischen abgezäunt, haben sich aber 

auch nach mehreren Jahren noch nicht regeneriert. 

Der Vertritt der Uferbereiche durch das Vieh begünstigt 

die oberflächliche Einschwemmung von 

Nährstoffen, zudem erfolgt eine direkte Verunreinigung 

des Wassers durch die Ausscheidungen der 

Tiere. Andererseits wird in einigen dieser Bereiche 

ein Lebensraum für gefährdete Pflanzengemeinschaften 

und zahlreiche Vogelarten geschaffen. 

Hier gilt es zwischen den verschiedenen Schutzaspekten 

abzuwägen. 

Das Ausmaß der internen Düngung aus dem Sediment 

lässt sich in einem See nur durch eine umfangreichere 

Untersuchung abschätzen. Anhand 

der vorliegenden Erhebungen kann aber vermutet 

werden, dass dieser Prozess im Großen Eutiner 

See, möglicherweise auch im Stendorfer und im 

Sibbersdorfer See von Bedeutung war. Hohe Nitratkonzentrationen, 

wie sie von Zuflüssen aus 

landwirtschaftlicher Nutzfläche, die noch keine 

Seen durchflossen haben (obere Schwentine, Malenter 

Au, Tensfelder Au) verzögerten besonders 

zum Anfang der Schwentineseen-Kette die Phosphorrücklösung, 

wobei aber insgesamt die hohen 

Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft gerade 

auch in diesen zeitweilig Stickstoff limitierten Seen 

stark zur Eutrophierung beitragen. 

Alle untersuchten Seen werden durch Berufsfischer 

oder Angelsportvereine bewirtschaftet. Eine 

auf hohe Erträge bestimmter Fischarten, zum Beispiel 

von beliebten Speisefischen, ausgerichtete 

Fischbewirtschaftung stellt fast immer eine Stö- 


rung des Nahrungsnetzes im See dar. Für die untersuchten 

Seen liegen keine genaueren Zahlen 

über die Fischbestände vor, die Zusammensetzung 

des Phyto- und Zooplanktons ließ aber bei einigen 

Seen auf ein Ungleichgewicht in der Zusammensetzung 

der Fischfauna schließen. Für 

weitergehende Aussagen sind jedoch genauere 

Erhebungen an jedem einzelnen See nötig. Die 

Erarbeitung von Hegeplänen, wie sie das Landesfischereigesetz 

vorschreibt, wird zukünftig Fischer 

und Angler fachlich unterstützen. 

Alle Seen des Plöner Gebietes sind durch Freizeitnutzung, 

Badestellen und ufernahe Besiedlung mit 

Stegen stark beeinflusst. Lediglich der Stendorfer 

und Sibbersdorfer See sind vom Tourismus bisher 

weitgehend unberührt. 

An vielen Seen ist der Schilfgürtel durch Fraßschäden 

von Gänsen geschädigt. Dort ist es wichtig, 

störungsfreie Äsungsflächen zu finden. Ein 

entsprechend umfangreich angelegtes Projekt hat 

sich deshalb zum Ziel gesetzt, ein ornithologisches 

Managementkonzept zu entwickeln, um die Röhrichte 

der Seen der Holsteinischen Schweiz 

(JENSEN 2005) zu schützen. 

2005 wurden im Schwentineverlauf, an der Öhlmühle 

in Plön und in Malente-Gremsmühlen, zwei 

Stauwehre durch Sohlgleiten ersetzt und somit die 

Durchgängigkeit für Fische verbessert. 

Die erarbeiteten Entlastungsempfehlungen sind 

Hinweise, die gegebenenfalls durch genauere Untersuchungen 

untermauert und ergänzt werden 

müssen. Sie orientieren sich an den jeweils vorherrschenden 

Belastungen. In der Regel sollte über 

eine weitere Verringerung des Phosphoreintrages 

versucht werden, Phosphor zum begrenzenden 

Faktor werden zu lassen, da Phosphor leichter im 

Einzugsgebiet zurückzuhalten ist als der gut lösliche 

Stickstoff. Sollten mittelfristig die Bemühungen 

um Verringerung des Nährstoffeintrags von 

landwirtschaftlichen Flächen Erfolg haben, könnte 

im Tiefenwasser von einigen Stillgewässern die 

Verringerung der Nitratkonzentrationen verschlechterte 

Redoxbedingungen am Sediment zur Folge 

haben, die zu Phosphorrücklösung und interner 

Düngung führen könnte. Trotzdem sollte jede vermeidbare 

Einleitung von Nährstoffen in die produktive 

Zone von Seen unterbleiben, da der gleichzeitig 

verringerte Phosphoreintrag und die somit verringerte 

Produktion im Gewässer diesem Effekt 

entgegenwirkt. 

19


Stendorfer See (2002) 

Topographische Karte (1 : 25.000): 1830 

Flusssystem: Schwentine, Ostsee 

Kreis: Ostholstein 

Gemeinde: Kasseedorf 

Eigentümer: privat 

Pächter: Angelverein 

Lage des oberirdischen Einzugsgebietes: 

Rechtswerte: 441460 – 441840 

Hochwerte: 

Höchster Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): 

Mittlerer Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): 

Niedrigster Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): 

600226 – 601000 

Größe des oberirdischen Einzugsgebietes (km²): 18,6 

Seefläche (km²): 0,54 

Seevolumen Mio.( m³) bei 32,6 m ü.NN: 2,1 

Maximale Tiefe (m): 7,9 

Mittlere Tiefe (m): 3,9 

Uferlänge (km): 3,3 

Theoretische Wasseraufenthaltszeit (a): 

(bei einem geschätzten Abfluss von 10 l/(s⋅km²)) 

0,36 

Umgebungsarealfaktor (m²/m²): 35,1 

Umgebungsvolumenfaktor (m²/m³): 9,0 

Uferentwicklung: 1,3 

Hypolimnion/Epilimnion (m³/m³): - 

Mischungsverhalten: schwache, instabile Schichtung 

Seetyp 11 

Entstehung 

Die eiszeitliche Entstehung des Stendorfer Sees 

nach GRIPP (1953) ist in LANDESAMT FÜR 

WASSERHAUSHALT UND KÜSTEN SCHLESWIG- 

HOLSTEIN (1993) dargestellt: die aus Osten vorstoßende 

Eutiner Gletscherzunge schob das ehemalige 

große Becken des Kellersees aus, das den 

Sibbersdorfer, den Stendorfer und den Großen und 

Kleinen Eutiner See umfasste. Diese Seen wurden 

später durch weniger mächtige Moränen folgender 

Eisvorstöße vom Becken des heutigen Kellersees 

abgetrennt. 

Einzugsgebiet und Morphologie des Sees 

Der Stendorfer See, mit einer Fläche von 

0,55 km², ist der erste der von der Schwentine 

durchflossenen Seen (Abbildung 8). Mit 18,7 km² 

ist sein oberirdisches Einzugsgebiet im Verhältnis 

zur Seefläche (Umgebungsarealfaktor 35,1) und 

auch im Verhältnis zum Seevolumen (Umgebungsvolumenfaktor 

9) recht groß. In der direkten Umgebung 

wechselt Grünlandnutzung mit Wald und 

20 

wenig Acker. Im Nordwesten grenzt das Gut 

Stendorf mit Schloss und Schlosspark an den See. 

Die unversiegelten Böden des Einzugsgebiets bestehen 

überwiegend aus Geschiebelehm, im Süden 

und Südosten auch Sand mit untergeordnetem 

Kies. In unmittelbarer Seenähe und zum Teil. entlang 

der Zuflüsse sind diese durch anmoorige Böden 

überlagert. 

Die Schwentine, die etwa 10 km nördlich des 

Stendorfer Sees am Bungsberg entspringt, passiert 

den Kasseedorfer Mühlenteich, der einen weiteren, 

kleinen Zufluss aufnimmt, und mündet dann unterhalb 

des Ortes Kasseedorf am Südostufer in den 

Stendorfer See. Der Stendorfer See hat darüber 

hinaus kleinere Zuläufe im Norden sowie drei im 

Süden. Die Schwentine verlässt ihn wieder am 

Westufer (Abbildung 7). Die auf Grund der Einzugsgebietsgröße 

bei einer zu Grunde gelegten 

Abflussspende von 10 l/s·km² berechnete theoretische 

Wasseraufenthaltszeit ist mit 0,36 Jahre 

(entspricht 4,3 Monate) kurz.


Stendorf Stendorfer 

See 


Kolksee 

Abbildung 7: Einzugsgebiet des Stendorfer Sees 

Kasseedorf 


0 1 2 3 km 

21


In Abbildung 8 sind die Temperatur- und Niederschlagsverhältnisse 

an der Messstation Eutin dargestellt. 

Das Jahr 2002 war insgesamt wärmer als 

im langjährigen Mittel, insbesondere Januar und 

Februar, aber auch der August, wiesen überdurchschnittlich 

hohe Temperaturen auf. 2002 war 

°C 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

Temperatur 

MW 1961-1990 2002 

J F M A M J J A S O N D 

mm/Mon. 

gleichzeitig ein sehr nasses Jahr, die Niederschlagssumme 

lag an der Messstelle Eutin 44 % 

über dem langjährigen Mittelwert. Besonders viel 

Regen fiel im Februar und vor allem im Juli, der 

sich durch mehrere extreme Starkregenereignisse 

auszeichnete. 

200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Niederschlag 

MW 1961-1990 2002 


Abbildung 8: Mittlere Monatstemperaturen und monatliche Niederschlagshöhen 2002 an der Messstation Eutin im Vergleich zum 

langjährigen Mittel 1961/90 

Das längliche Becken des Stendorfer Sees erstreckt 

sich in nordwest-südöstlicher Richtung und 

ist ungegliedert. Die tiefste Stelle (7,9 m) liegt in 

der Nähe des Nordostufers. In diesem Bereich 

fallen die Ufer steil ab, während in den übrigen 

Bereichen, insbesondere im Süden, die Ufer flach 

sind (Abbildung 9). 

Der Stendorfer See wies 2002 eine schwach ausgeprägte 

Temperaturschichtung auf. Die Temperaturdifferenz 

zwischen Oberfläche und Tiefenwasser 

betrug im August nur 4°C. Die Lage der 

Sprungschicht schwankte stark zwischen 5 und 6 

m im Juni und September und 2 und 3 m im sehr 

heißen August. Die Schichtungsdauer dieses stark 

durchströmten, in weiten Bereichen sehr flachen 

Sees ist nur kurz. Insbesondere in regenreichen 

Jahren wie 2002 ist sie vermutlich vorübergehend 

aufgehoben. Bei 1982/83 durchgeführten Untersuchungen 

des Landesamtes (LANDESAMT FÜR 

WASSERHAUSHALT UND KÜSTEN 1993) mit 

monatlicher Probenahme wurde nur in Juli und 

August eine Schichtung festgestellt. Der See entspricht 

somit Typ 11 der Wasserrahmenrichtlinie 

(MATHES et al. 2002). 

Ufer 

Die Ufervegetation des Stendorfer Sees wurde im 

Auftrag des Landesamtes von STUHR (2002) grob 

22 

erfasst. Die folgenden Ausführungen sind seinem 

Bericht entnommen. 

Ufergehölze sind am Stendorfer See im Norden 

und Süden aufgrund der bewaldeten Ufer praktisch 

durchgehend vorhanden, während vor den 

Grünlandflächen bzw. –brachen am mittleren Ost- 

und Westufer der Gehölzsaum zum Teil lückig ist. 

Vorherrschende Baumart ist die Schwarzerle Alnus 

glutinosa, als weitere häufige Gehölzarten treten 

Weiden Salix sp., S. cinerea und im Norden auch 

Esche Fraxinus excelsior auf. Am südlichen Westufer 

erweitert sich der sonst schmale Ufergehölzsaum 

zu einem über 50 m breiten Bruchwald. Der 

Unterwuchs der von Schwarzerle beherrschten 

Fläche weist überwiegend Bruch- bzw. Sumpfwaldcharakter 

auf, typisch sind Feuchtezeiger wie 

Sumpfsegge Carex acutiformis, Echtes Mädesüß 

Filipendula ulmaria, Waldengelwurz Angelica sylvestris, 

Sumpfdotterblume Caltha palustris, Bachnelkenwurz 

Geum rivale, Kohldistel Cirsium oleraceum, 

Gewöhnlicher Gilbweiderich Lysimachia 

vulgaris, u.a.. 

Die am mittleren Ost- und Westufer landseitig angrenzende 

Feuchtgrünlandflächen bzw. deren Brachestadien 

sind überwiegend relativ artenarm und 

von Flutrasen geprägt, höhere Anteile von Sauergräsern 

finden sich meist nur kleinflächig in Ufernähe.

2 

3 

4 

5 

6 

7 

7,9 

0 100 200 300 m 

Abbildung 9 :Tiefenplan des Stendorfer Sees 

Ein Röhrichtgürtel ist am Stendorfer See, abgesehen 

von vereinzelten kleineren Lücken, geschlossen 

vorhanden. Vorherrschend ist Schilf Phragmites 

australis, zweithäufigste Art ist der Schmalblättrige 

Rohrkolben Typha angustifolia, der häufig 

den Schilfbeständen zur Seeseite hin saumartig 

vorgelagert ist, aber auch kleinflächig wie die Seebinse 

Schoenoplectus lacustris und Kalmus Acorus 

calamus eigene Bestände im flacheren Wasser aufbaut. 

Weitere, eher zerstreut bis selten auftretende 

Arten sind Breitblättriger Rohrkolben Typha 

latifolia, Ästiger Igelkolben Sparganium erectum, 

Sumpfschwertlilie Iris pseudacorus, Sumpf- und 

Schnabelsegge Carex acutiformis, C. rostrata. Das 

Röhricht dringt in Wassertiefen bis um 1 m vor, 

vereinzelt auch bis 1,5 m. Die Breite der Bestände 

liegt meist im Bereich zwischen 5 und 10 m. Südlich 

von Gut Stendorf werden auch etwa 20 m 

erreicht. 

Ein Schwimmblattgürtel existiert auf etwa 15 % 

der Uferlinie des Sees vor allem am nördlichen 



Westufer in den beiden Buchten nördlich und südlich 

von Schloss Stendorf sowie im Süden. Häufigste 

Art ist die Gelbe Teichrose Nuphar lutea, nur 

südlich von Gut Stendorf dominiert teilweise die 

Weiße Seerose Nymphaea alba. Der Schwimmblattgürtel 

besitzt Breiten zwischen 5 und 10, 

vereinzelt auch 20 m und siedelt bis in Wassertiefen 

von knapp 2 m. Als weitere Arten traten Kleine 

Wasserlinse Lemna minor und Vielwurzelige 

Teichlinse Spirodela polyrhiza meist innerhalb des 

Röhrichts auf. 

Unterwasserpflanzen wachsen in fast allen Uferbereichen 

bis über 2 m Wassertiefe, auch wenn vielfach 

Bestände fädiger Grünalgen dominieren. Drei 

der elf gefundenen Arten gelten nach der Roten 

Liste der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig-Holsteins 

(MIERWALD & BELLER 1990) als gefährdet 

oder stark gefährdet. Sehr häufig und im gesamten 

Gewässer anzutreffen ist der Sumpfteichfaden 

Zannichellia palustris, mit ihm zusammen findet 

sich vielfach das gefährdete Zwerglaichkraut 

23


Potamogeton pusillus (RL 3). Weitere zerstreut 

auftretende Arten sind Kanadische Wasserpest 

Elodea canadensis, Wasserstern Callitriche sp., 

Krauses Laichkraut Potamogeton crispus, Kammlaichkraut 

Potamogeton pectinatus und der bis 

2,8 m Wassertiefe festgestellte Spreizende Wasserhahnenfuß 

Ranunculus circinatus. Nur im Einmündungsbereich 

der Schwentine traten Einfacher 

Igelkolben Sparganium cf. emersum und das stark 

gefährdete Stachelspitzige Laichkraut Potamogeton 

friesii (RL 2) auf. Die gefundenen Arten sind 

typisch für eutrophe Gewässer. 

Armleuchteralgen fanden sich nur sehr vereinzelt, 

so die Zerbrechliche Armleuchteralge Chara globularis 

in 1,6 m Wassertiefe im Süden des Sees 

sowie die gefährdete Gegensätzliche Armleuchteralge 

Chara contraria (RL 3, GARNIEL & 

HAMANN 2002) in der Bucht im Nordwesten in 

2 m Wassertiefe. 

Insgesamt ist die Ufervegetation des Stendorfer 

Sees als von mittlerer Bedeutung einzustufen. Die 

Unterwasservegetation des Sees, der noch Ende 

der 80er Jahre als weitgehend frei von Unterwasserpflanzen 

bezeichnet wurde (LANDESAMT 

FÜR WASSERHAUSHALT UND KÜSTEN 

SCHLESWIG-HOLSTEIN 1993), hat sich deutlich 

zum Positiven entwickelt, entspricht aber noch 

nicht dem guten ökologischen Zustand. Der Röhrichtgürtel 

scheint stabil. Wesentliche Störungen, 

z.B. durch Erholungsnutzung, wurden nicht beobachtet. 

Freiwasser 

Der Stendorfer See wies im Sommer eine relativ 

schwache thermische Schichtung auf (Abbildung 

10), die möglicherweise vorübergehend aufgehoben 

wurde (s.u.). Bei Calciumkonzentrationen 

um 77 mg/l (Frühjahr) war der See mit einer Säurekapazität 

um 3,5 mmol/l (Frühjahr) sehr gut gepuffert. 

Die pH-Werte lagen im Oberflächenwasser 

zwischen 8,1 und 9,0. Die elektrische Leitfähigkeit 

schwankte mit Werten zwischen 32 und 48 mS/m 

recht stark, war insgesamt aber eher gering (Abbildung11). 

Die Nährstoffkonzentrationen im See waren von 

der Qualität des zuströmenden Schwentinewassers 

geprägt. Die Gesamtphosphorkonzentrationen 

lagen mit 0,082 mg/l P im Frühjahr in einem 

mittleren Bereich, stiegen im Verlauf des Sommers 

jedoch auf den sehr hohen Wert von 0,26 mg/l P. 

Die Stickstoffkonzentrationen lagen mit Frühjahrswerten 

um 3,6 mg/l N relativ hoch. Anorganisch 

gelöster Phosphor war stets vorhanden. 

Stickstoff stellte möglicherweise ab August den 

Minimumfaktor dar. 

24 

Im Februar war der Stendorfer See bis zum Grund 

durchmischt. Das Phytoplankton, das von SPETH 

& SPETH (2002) untersucht wurde, wies zu diesem 

Zeitpunkt noch eine geringe Biomasse auf 

(ca. 8 µg/l Chlorophyll a und 2,4 mm³/l Biovolumen) 

und bestand überwiegend aus kleinen zentralen 

Kieselalgen (Abbildung 12). Entsprechend lag 

der Phosphor (0,082 mg/l P) fast vollständig in 

anorganischer Form vor. Der Gesamtstickstoff (> 

3,5 mg/l N) bestand zu diesem Zeitpunkt noch 

überwiegend aus Nitrat, die vergleichsweise hohen 

Nitritkonzentrationen zeigen jedoch, dass bereits 

jetzt eine deutliche Denitrifikation stattfand. Darauf 

deutet auch die trotz Volldurchmischung leichte 

Sauerstoff-Untersättigung des Wasserkörpers 

(94 % Sättigung) hin. 

Bei vergleichsweise geringem Zustrom aus der 

Schwentine hatten im Juni die Gesamtphosphorkonzentrationen 

im Oberflächenwasser leicht abgenommen 

(0,051 mg/l P). Der Gesamtstickstoff 

war, vermutlich überwiegend durch Denitrifikation, 

auf weniger als die Hälfte gesunken. Die Temperaturschichtung 

führte im Tiefenwasser des Sees 

bereits zu einem starken Sauerstoffdefizit (4 % 

Sättigung) und nach Aufzehrung des Nitrats zur 

Bildung von Schwefelwasserstoff. Das Phytoplankton 

(4,2 mm²/l Biovolumen) setzte sich jetzt 

neben centrischen Kieselalgen (Aulacoseira granulata) 

aus Cryptophyceen und dem Dinoflagellaten 

Ceratium hirundinella zusammen. Der anorganische 

Phosphor war nahezu aufgebraucht. 

Im August nahm die Gesamtphosphorkonzentration 

auffällig zu (0,13 mg/l P), was mit einem Anstieg 

der Phytoplanktonbiomasse auf 117 µg/l 

Chlorophyll a bzw. 27,3 mm³/l Biovolumen einherging. 

Daraus resultierte eine geringe Sichttiefe von 

0,6 m und eine Sauerstoffsättigung von 200 % im 

Oberflächenwasser. Ceratium machte zu diesem 

Zeitpunkt etwa die Hälfte der Phytoplanktonbiomasse 

aus, die Kieselalge Aulacoseira granulata 

und die fadenförmige Cyanobakterien-Art Aphanizomenon 

flos-aquae bildeten je ein Viertel des 

Biovolumens. Die Zunahme einiger oxidierter Stoffe 

im Tiefenwasser (Nitrat, Nitrit, Sulfat) deutet 

darauf hin, dass vorübergehend eine Aufhebung 

der Schichtung stattgefunden hatte, die das Planktonwachstum 

durch Einmischung nährstoffreichen 

Tiefenwassers in die obere Wasserzone begünstigt 

haben könnte. Möglicherweise war dies im niederschlagsreichen 

August durch vermehrten Zustrom 

von Schwentinewasser verursacht, das gleichzeitig 

für eine erneute Phosphorzufuhr sorgte. Anorganischer 

Stickstoff war jetzt im Oberflächenwasser 

kaum noch vorhanden. Das Metalimnion hatte 

sich nach oben verlagert (zwischen 2 und 3 m 

Wassertiefe), und die sauerstofffreie Zone hatte 

sich entsprechend ausgedehnt.

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 50 100 150 200 250 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

7 

Sauerstoff-Sättigung (%) 

8 

0 5 10 15 20 25 

Temperatur (°C) 

Februar 

0 50 100 150 200 250 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

7 


8 

0 5 10 15 20 25 


August 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 50 100 150 200 250 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

7 


8 

0 5 10 15 20 25 


Juni 

0 50 100 150 200 250 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

7 


8 

0 5 10 15 20 25 


September 


Abbildung 10: Tiefenprofile von Temperatur (°C) und Sauerstoff-Sättigung (%) im Stendorfer See im Frühjahr und Sommer 2002; 

Temperatur ∆ Sauerstoff o 

25


mg/l P 

mg/l P 

µg/l Chl a 

1,50 

1,25 

1,00 

0,75 

0,50 

0,25 

0,00 

1,50 

1,25 

1,00 

0,75 

0,50 

0,25 

0,00 

125 

100 

75 

50 

25 

0 

Gesamtphosphor 

Feb Jun Aug Sep 

2002 

Phosphatphosphor 


2002 

Chlorophyll a und Sichttiefe 


2002 

0 

0,5 

1 

1,5 

2 

2,5 

mg/l N 

mg/l N 

m Sichttiefe 

mg/l N 

4,5 

4,0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

4,5 

4,0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

4,5 

4,0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

1 m 7 m 


Feb Jun Aug 

2002 

Sep 

Nitratstickstoff 

Feb Jun Aug 

2002 

Sep 

Ammoniumstickstoff 


2002 

Abbildung 11: Gesamtphosphor (mg/l P), Gesamtstickstoff (mg/l N), Phosphat (mg/l P), Nitrat (mg/l N), Ammonium (mg/l N) sowie 

Chlorophyll a (µg/l) und Sichttiefen (m) im Stendorfer See 2002 

26

mm³/l 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Cyanobakterien Cryptophyceae 

Bacillariophyceae Chlorophyceae 

Dinophyceae Sonstige 

28.02. 12.06. 06.08. 16.09. 

2002 


Abbildung 12: Entwicklung des Biovolumens der dominierenden Phytoplanktongruppen (mm³/l) im Stendorfer See 2002 

Im September war der Gesamtphosphor im Oberflächenwasser 

weiter angestiegen (0,26 mg/l P), 

vermutlich durch das Absinken der Sprungschicht 

auf jetzt etwa 5 m und Einmischen von phosphorreichem 

Tiefenwasser ins Epilimnion. Die Phytoplanktonbiomasse 

hatte sich mit 10,1 mm³/l 

Biovolumen mehr als halbiert, hielt sich aber weiter 

auf hohem Niveau (93 µg/l Chlorophyll a). Die 

Phytoplanktongemeinschaft wurde fast ausschließlich 

von coccalen Cyanobakterien der Gattung 

Microcystis dominiert. Anorganischer Phosphor 

war reichlich vorhanden (0,175 mg/l P). Das 

Verhältnis Gesamtstickstoff zu Gesamtphosphor, 

das bereits seit Februar kontinuierlich abnahm, 

sank deutlich unter 7 (5,4), was auf eine potenzielle 

Wachstumslimitation des Phytoplanktons 

durch Stickstoff hindeutet. Im Tiefenwasser hatten 

sich große Mengen an Phosphor (1,5 mg/l P) 

und Ammonium (3,2 mg/l N) angereichert. 

Das Zooplankton, ebenfalls von SPETH & SPETH 

(2002) analysiert, schien im Stendorfer See insgesamt 

eine untergeordnete Rolle zu spielen. Lediglich 

Rädertiere traten vorübergehend (Juni) etwas 

häufiger auf. 

Insgesamt sind die Stoffumsätze im Freiwasser 

des Stendorfer Sees durch die Zuflüsse aus der 

nitratreichen Schwentine geprägt. Der See wirkt 

als Reaktionsbecken für die Denitrifikation, wobei 

die hierfür notwendige organische Substanz größtenteils 

durch die Algenbiomasse geliefert wird. Ist 

das Nitrat in abflussarmen Zeiten verbraucht, tritt 

Stickstofflimitierung ein. Eine vorübergehende 

Aufhebung der Schichtung kann die Algenproduktion 

forcieren, indem nährstoffreiches Tiefenwasser 

in die oberen Zonen gelangt. Das Fehlen größerer 

Zooplanktonarten deutet auf eine gestörte 

Nahrungskette im Freiwasser. 

Zum Fischbestand des Stendorfer Sees gibt es 

keine Angaben. 

Der Stendorfer See wird bereits von OHLE (1959) 

erwähnt. Leitfähigkeit, Hydrogenkarbonat-, Chlorid- 

und Sulfatkonzentrationen lagen in den 1950er 

Jahren in einem ähnlichen Bereich wie heute (elektrische 

Leitfähigkeit: 410 µS/cm20 , Hydrogenkarbonat: 

3,46 mval/l, Chlorid: 25,0 mg/l und 

Sulfat: 24,5 mg/l). Bereits damals gab es also 

vermutlich eine deutliche Eutrophierung im Stendorfer 

See. 

Seegrund 

Die Besiedlung des Seegrundes des Stendorfer 

Sees wurde 2001 von OTTO (2001) untersucht. 

Die folgenden Ausführungen sind seinem Bericht 

entnommen. 

Im Stendorfer See wurden 40 Taxa gefunden, von 

denen die Zuckmückenlarven (17 Taxa) und die 

Weichtiere (11 Taxa) den größten Anteil hatten. In 

den flacheren Bereichen war ein vergleichsweise 

artenreiche ufertypische Fauna zu finden. Ufertypi- 

27


sche Zerkleinerer und Weidegänger (Abbildung 13) 

waren bis zu einer Wassertiefe von 3 m zu finden, 

der Übergang zur Tiefenzone befand sich zwischen 

3 und 4 m, die Uferzone ist damit recht schmal. 

Mit Ausnahme der Wenigborster, die in allen Tiefen 

in Dichten von 1000 bis 4000 Ind/m² vertreten 

waren, waren die Individuendichten eher gering. 

In der Tiefenzone dominierte die Sauerstoffmangel 

tolerierende Larve der Büschelmücke Chaoborus 

flavicans mit Dichten über 1000 Ind./m². 

Daneben kam aber auch die Zuckmückenlarve 

Chironomus plumosus in höheren Dichten vor. 

Auf Grund der Anwesenheit von Chironomus plumosus 

in der Tiefenzone wurde der Stendorfer See 

als Chironomus plumosus-See im Sinne von 

THIENEMANN (1922) eingestuft. Die geringe Tiefenausdehnung 

der Uferzone zeigt den hohen 

Trophiegrad des Sees an. 

Zur Bonitierung des Stendorfer Sees aus fischereilicher 

Sicht wurde 1951 von UTERMÖHL (unveröff.) 

ein Gutachten erstellt. Der Sauerstoffgehalt 

lag in 4 m Wassertiefe bereits unter 2 mg/l. Der 

Seegrund war mit Benthostieren jedoch sehr gut 

besiedelt. Sehr häufig waren die Zuckmückenlarve 

Chironomus plumosus und Tanypus sp. Auch Wenigborster 

traten an allen Stellen recht häufig auf. 

Büschelmückenlarven wurden in mittlerer Dichte 

Tiefe (m) 

0,5 

2 

3 

4 

5 

6 

8 

Ernährungstypen 

Abundanz (%) 

0 20 40 60 80 100 

Zerkleinerer Weidegänger Filtrierer 

Detritusfresser Räuber 

gefunden. Insgesamt zeigte sich bezüglich der Zusammensetzung 

der Fauna also eine recht ähnliches 

Bild, die Individuendichte wurde jedoch höher 

eingeschätzt als von OTTO. 

Nutzung des Sees und seines Einzugsgebiets 

Die Stendorfer See ist Teil des FFH-Gebietes „Gebiet 

der Oberen Schwentine“, das 2004 als FFH- 

Gebiet gemeldet worden ist. 

Die fischereiliche Nutzung des Sees erfolgt durch 

einen Angelverein. 

Die Beschreibung der Ufernutzung folgt im wesentlichen 

STUHR (2002). Das Westufer wird vom 

Gelände des nur locker bebauten, parkähnlichen 

Gut Stendorf eingenommen. Hier befinden sich 

drei Einzelbootsstege, davon einer in einer künstlichen 

Bucht, sowie eine kleine Badestelle. Nördlich 

des Schwentineabflusses befindet sich ein Jagdsitz 

im Röhricht. Die übrigen Bereiche werden 

entweder durch Wald (Nordufer, südliches Westufer) 

oder überwiegend artenarmes Grünland eingenommen. 

Nördlich der Schwentinemündung gibt 

es eine etwa 10 m breite Badestelle. Insgesamt ist 

die Erholungsnutzung am Stendorfer See gering. Er 

wird überwiegend von Anwohnern genutzt. 

Tiefe (m) 

0,5 

2 

3 

4 

5 

6 

8 

Lebensraumtypen 


0 20 40 60 80 100 

Arten des Litorals Arten des Profundals 

Abbildung 13: Das Makrozoobenthos im Stendorfer See; Abundanz als Anteil an der Gesamtindividuenzahl der Ernährungs- und 

Lebensraumtypen in den verschiedenen Wassertiefen 

28

Im Einzugsgebiet des Stendorfer Sees wird etwa 

die Hälfte der Fläche landwirtschaftlich genutzt, 

davon 70 % als Acker, 30 % als Grünland. 4,2 % 

der Fläche sind Wasserflächen, etwa 2,5 % sind 

Siedlung. Der Waldanteil ist mit 41 % sehr hoch. 

Die Zahl der Großvieheinheiten lag mit durchschnittlich 

0,70 GVE/ha landwirtschaftlich genutzter 

Fläche eher hoch. 

Abwasser erhält der Stendorfer See aus 15 Hauskläranlagen 

mit insgesamt 96 EW des Ortes Kas- 


seedorf sowie 15 Hauskläranlagen mit 158 EW 

aus Bergfeld. 

Belastungssituation des Sees 

Aufgrund der Flächennutzung und der Abwasserbeseitigung 

im Einzugsgebiet sowie der Niederschlagsbeschaffenheit 

werden im Folgenden die 

Einträge der Nährstoffe Phosphor und Stickstoff in 

den Stendorfer See grob abgeschätzt (Abbildung 

14 und Tabelle 4). 

Tabelle 4: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Stendorfer See aus verschiedenen Quellen (Abschätzung gemäß Kapitel 

Auswertungsmethoden) 

Flächennutzung [ha] bzw. [kg/ha a] bzw. P-Eintrag [kg/ha a] bzw. N-Eintrag 

Stück [kg/GVE a] [kg/a] [kg/DE a] [kg/a] 

Wasserflächen 79 

Acker 668 0,5 334 20 13.360 

Grünland 291 0,2 58 10 2.910 

Großvieheinheiten 671 0,20 134 0,9 604 

Moor 10 0,2 2 10 100 

Wald 765 0,05 38 7 5.355 

Siedlung 46 0,8 35 13 598 

Andere Nutzung 1 0,1 0 10 10 

Summe 1.860 601 22.937 

Niederschlag 54 0,15 8 12 648 

auf die Seefläche 

Punktquellen Einleitmenge P-Konzentration P-Eintrag N-Konzentration N-Eintrag 

Schmutzwasser [m³ ] [mg/l] [kg/a] [mg/l] [kg/a] 

KA Kasseedorf 36.000 0,5 18 40 1440 

Haus-KA´s Kasseedorf 5.256 8 42 80 420 

Haus-KA´s Bergfeld 8.650 8 69 80 692 

Summe 129 2.552 

Gesamteintrag in den See Phosphor Stickstoff 

Summe [kg/a] 738,5 26.137 

g/m² a (bezogen auf Seefläche) 1,37 48,40 

kg/ha a (bezogen auf Landfläche) 0,40 13,76 

29


Abbildung 14: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Stendorfer See 

Die Einträge aus dem Einzugsgebiet und durch Niederschlag 

lagen insgesamt bei 739 kg/a Phosphor 

und bei 26,1 t/a Stickstoff. Die Hauptquelle beim 

Phosphor (ca. 71 %) und beim Stickstoff (65 %) 

stellt die landwirtschaftliche Flächennutzung dar. 

Aber auch die Abwasserbeseitigung hat mit 18 % 

der Phosphor-Belastung und fast 10 % der Stickstoffbelastung 

noch einen relativ hohen Anteil an 

dem Nährstoffeintrag. Mit jährlich 1,37 g Phos- 

P 

E 

= 

L 

∗ 

z (1+ 

T 

W 

T 

W 

) 

PE: : = erwartete Phosphor-Konzentration im See (mg/l) 

L : 1,37 = jährliche Phosphor-Belastung pro Seefläche (g/a⋅m²) 

TW : 0,36 = theoretische Wasseraufenthaltszeit (a) 

z : 3,9 = mittlere Tiefe des Sees (m) 

P E 

Die zu erwartende Phosphorkonzentration lag mit 

0,08 mg/l Phosphor bei der im Frühjahr gemessenen 

Konzentration (0,082 mg/l P). Da der 

See aber stark durchströmt ist und die Phosphorkonzentrationen 

im See im Lauf des Jahres auf 

das dreifache anstiegen, ist die Relevanz dieser 

Aussage fraglich. Ob der Stendorfer See nun als 

Phosphor-Quelle oder Senke wirkt, kann letzten 

Endes nur durch Messungen in der Schwentine 

und/oder genauere Messungen im See bestimmt 

werden. Eine Abschätzung der Bilanzgrößen, die 

aber wegen der starken Durchströmung und der 

30 

= 

1,37 ∗ 0,36 

3,9 (1+ 

Siedlung 

5% 

Abwasser 

18% 

0,36) 

= 

Phosphor 

Wald 

5 % 

0,08 mg/l P 

Sonstiges 

1% 

Landwirtschaft 

71% 

Siedlung 

2% 

Wald 

20% 

Abwasser 

10% 

phor pro m 2 Seefläche ist die Flächenbelastung des 

Stendorfer Sees relativ hoch. 

Die Berechnung der zu erwartenden Phosphorkonzentration 

nach VOLLENWEIDER & KEREKES 

(1980) anhand der Phosphoreinträge kann für den 

Stendorfer See nur mit Vorbehalt erfolgen, da der 

See stark durchströmt ist: 

geringen räumlichen und zeitlichen Probedichte nur 

eine sehr grobe Einschätzung sein kann, weist 

darauf hin, dass der Stendorfer See übers Jahr 

betrachtet als schwache Quelle für Phosphor bzw. 

neutral wirkt (LANU 2005). 

Bewertung 

Stickstoff 

Sonstiges 

3% 


65% 

Der Stendorfer See besitzt ein im Verhältnis zu 

seiner Seefläche recht großes Einzugsgebiet und 

damit von Natur aus die Voraussetzung für einen

eher nährstoffreichen Zustand. Die derzeitige jährliche 

Nährstoffbelastung ist mit 1,37 g/m 2 Seefläche 

P und 48,4 g/m² N hoch. 

Durch seine instabile Schichtung und die Abhängigkeit 

vom zufließendem Schwentinewasser waren 

die Umsatzprozesse relativ instabil (zeitweilig 

sehr hohe Chlorophyllkonzentrationen, intensive 

Denitrifikation) und wiesen vergleichsweise starke 

Schwankungen auf. Durch die temporäre Auflösung 

der Schichtung wurden das Algenwachstum 

immer wieder intensiviert. 

Die Phytoplanktonentwicklung wurde überwiegend 

durch das Wirken abiotischer Faktoren (P-Rezirkulierung, 

N-Limitation durch Denitrifikation) bestimmt, 

während das Zooplankton auf das Algenwachstum 

keinen sichtbaren Einfluss hatte. 

Die Ufervegetation des Stendorfer Sees zeigt zwar 

deutliche Eutrophierungserscheinungen, weist mit 

Unterwasserpflanzen-, Schwimmblatt- und Röhrichtzone 

eine relativ intakte, nur wenig durch 

Erholungsnutzung oder Beweidung beeinträchtigte 

Zonierung auf. 

Der Stendorfer See wurde bereits 1983 vom 

LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT UND 

KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN (1993) untersucht. 

Wegen der unterschiedlichen Methodik, der 

insgesamt sehr großen Schwankungen in diesem 

See und der 2002 extremen Witterungsverhältnisse 

ist ein Vergleich der Daten nur bedingt möglich. 

Deutliche Unterschiede gibt es in der Ausdehnung 

der Unterwasserpflanzen, die 1983 nahezu völlig 

fehlten, 2002 jedoch in allen Uferbereichen Wassertiefen 

bis 2 m besiedelten. Dies deutet auf eine 

merkliche Verringerung der Wassertrübung und 

damit der Trophie hin. 

Empfehlungen 

Nach dem Bewertungsschema der LAWA (1998) 

wäre der potentielle trophische Zustand dieses 

Sees schwach eutroph (e1), sein gegenwärtiger 

Zustand ist schwach polytroph (p1). Der anzustrebende 

Zustand, der dem guten ökologischen Zustand 

nach Wasserrahmenrichtlinie entspricht, 

wäre hoch eutroph (eu2). Um diesen Zustand zu 

erreichen, müsste die jährliche Phosphorbelastung 

auf etwa 1,0 g/m² Seefläche, d.h. um etwa 

180 kg P, verringert werden. Folgende Möglichkeiten 

werden empfohlen: 


• Die Belastung durch Abwasser hat mit 

18 % einen verhältnismäßig großen Anteil 

an der P-Belastung des Sees, wobei die 

Hauskläranlagen den größten Anteil haben. 

Hier sollte als erstes geprüft werden, 

ob der Anschluss an die Kläranlage Kasseedorf 

eine finanziell realisierbare Möglichkeit 

darstellt. Wo dies in weiter entfernten 

Gehöften nicht möglich ist, sollte 

die Verbesserung der Klärtechnik angeregt 

und gefördert werden. 

• Die Kläranlage Kasseedorf entwässert über 

einen Graben direkt in den Stendorfer 

See. Hier könnte geprüft werden, inwieweit 

eine Nitrifizierung des Ablaufs mit 

gezielter Einleitung über dem Seegrund 

sich positiv auf das Phosphorbindungsvermögen 

des Sees auswirken kann. Hierzu 

sollte eine separate Studie durchgeführt 

werden. 

• Den größten Teil an der Belastung macht 

die landwirtschaftliche Flächennutzung 

aus. Durch Gewässerrand- und Pufferstreifen 

könnte insbesondere im gefällereichen 

Oberlauf der Schwentine der Phosphoreintrag 

erheblich verringert werden. An Strecken 

wie der zwischen Voßberg und Kasseedorf, 

aber auch der gefällereichen Strecke 

oberhalb von Kasseedorf (soweit nicht 

bereits extensiv genutzt) wäre die Anlage 

solcher Randstreifen besonders effektiv. 

• Insbesondere durch die direkt an den See 

angrenzenden Flächen kann es zu Nährstoffeinträgen 

kommen. Daher sollten die 

zwischen Kasseedorf und Stendorfer See 

an der Schwentine gelegenen entwässerten 

Grünlandflächen (ca. 30 ha), die vermutlich 

ehemalige Niedermoorflächen 

sind, extensiviert und der Grundwasserspiegel 

angehoben werden. Insbesondere 

die nach STUHR (2002) brachliegenden 

Flächen südlich der Schwentinemündung, 

die allerdings nur einen relativ 

kleinen Anteil ausmachen, bieten sich 

hierfür an. Ähnliches gilt für das am Südwestufer 

gelegene Feuchtgrünland, deren 

Entwässerungsgräben jetzt direkt in den 

See münden. 

31


Sibbersdorfer See (2002) 

Topographische Karte (1 : 25.000): 

1829 


Kreis: Eutin 

Gemeinde: Fissau/Sibbersdorf 

Eigentümer: Land Schleswig-Holstein 

Pächter: Gewerblicher Fischer 


Rechtswerte: 401040 - 441840 

Hochwerte: 600226 - 601000 

Höchster Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): - 

Mittlerer Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): - 

Niedrigster Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): - 


Teileinzugsgebiet (km²): 13,4 


Seevolumen (Mio. m³) bei 26,9 m ü.NN: 1,93 




Theoretische Wasseraufenthaltszeit (a): 0,19 






Mischungsverhalten: instabile Schichtung 

Seetyp 11 

Entstehung 

Die eiszeitliche Entstehung des Sibbersdorfer Sees 

nach GRIPP (1953) ist in LANDESAMT FÜR 






Kleinen Eutiner See umfasste. Durch weniger 

mächtige Moränen folgender Eisvorstöße wurden 

diese Seen später vom Becken des heutigen Kellersees 

abgetrennt. 


Der Sibbersdorfer See ist der zweite größere See, 

der von der Schwentine durchflossen wird. Die 

Fließstrecke zwischen diesen beiden Seen beträgt 

32 

etwa 4 km, wobei auf der Hälfte der Strecke ein 

weiteres Fließgewässer einmündet, das den Sagauer 

See entwässert (Abbildung 15). Die Fläche 

des oberirdischen Teileinzugsgebiets des Sibbersdorfer 

Sees beträgt 13,4 km². Das gesamte Einzugsgebiet 

ist 31,9 km² groß und beträgt damit 

das 57fache seiner Seefläche (0,55 km²). Auch im 

Verhältnis zum Volumen ist das Einzugsgebiet des 

Sibbersdorfer Sees größer als das des stromaufwärts 

gelegenen Stendorfer Sees. 

Seine direkte Umgebung ist vor allem durch Grünlandnutzung, 

im Süden auch durch Acker, geprägt. 


im Norden überwiegend aus Geschiebelehm, 

im Süden aus sandigen Ablagerungen, im 

Westen und Osten befindet sich mariner Sand 

über Niedermoor.


Sibbersdorfer 

See 

Sibbersdorf 

Abbildung 15 : Einzugsgebiet des Sibbersdorfer Sees 

Sagauer See 

Die Schwentine mündet im Nordosten in den See 

und verlässt ihn wieder am Südufer (Abbildung 

15). Weitere, sehr viel kleinere Zuflüsse gibt 

es im Süden sowie im Norden des Sees. Die auf 

Grund der Einzugsgebietsgröße bei einer zu Grunde 

gelegten Abflussspende von 10 l/s·km² berechnete 

theoretische Wasseraufenthaltszeit ist mit 

0,19 Jahren (entspricht 2,3 Monate) sehr kurz. 


an der Messstation Eutin dar- 

Stendorf 


Stendorfer 


See 

Kolksee 

Kasseedorf 

0 1 2 3 km 


gestellt. Das Jahr 2002 war insgesamt wärmer als 

im langjährigen Mittel, insbesondere Januar und 








auszeichnete. 

33


°C 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

Temperatur 

MW 1961-1990 2002 


mm/Mon. 

200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 


MW 1961-1990 2002 


Abbildung 16: Mittlere Monatstemperaturen und monatliche Niederschlagshöhen für 2002 an der Messstation Eutin im Vergleich 

zum langjährigen Mittel 1961/90 

Die Fläche des Sibbersdorfer Sees bildet annähernd 

ein Quadrat, bei dem die Ecken als Buchten 

ausgebildet sind. Vor der nordöstlichen Bucht 

befindet sich eine Insel. Die Ufer fallen zunächst 

steil ab, bevor der Seeboden relativ eben verläuft, 

4,7 

1,3 

Abbildung 17: Tiefenplan des Sibbersdorfer Sees 

34 

5,8 

5 

5,1 5 

4,6 

1 

2 

3 

so dass ein pfannenförmiges Becken entsteht. Die 

tiefsten Bereiche (5,8 m) liegen etwa in der Mitte 

(Abbildung 17). 

4 

5 

5,8 


2,8 

0 100 200 300 m

Der Sibbersdorfer See wies 2002 nur eine sehr 

schwach ausgeprägte Temperaturschichtung auf 

(über 17 °C im Tiefenwasser). Lediglich im August 

war, verursacht durch die hohe Lufttemperatur 

und entsprechende Temperaturen im Oberflächenwasser, 

eine deutliche Schichtung vorhanden. 

Er entspricht damit dem Typ 11 der Wasserrahmenrichtlinie 

(MATHES et al. 2002). 

Ufer 

Die Ufervegetation des Sibbersdorfer Sees wurde 

im Auftrag des Landesamtes von STUHR (2002) 

grob erfasst. Die folgenden Ausführungen sind 

seinem Bericht entnommen. 

Ufergehölze sind am Sibbersdorfer See nur am 

Nordufer, im Bereich der Landzunge im Nordwesten 

sowie in Südwesten und Südosten als 

mehr oder weniger geschlossene und meist nur 

schmale Säume vorhanden. Am Ostufer ist streckenweise 

zwischen Weidegrünland und Ufer ein 

Brachestreifen abgetrennt, auf dem vermehrt Gehölze 

wachsen. Am nördlichen Westufer und am 

westlichen Südufer sind kleinflächig zwei Bruchwälder 

bzw. Brüche entwickelt. Der Unterwuchs 

der von Schwarzerle Alnus glutinosa und z.T. 

Grauweide Salix cinerea gebildeten Gehölze ist 

von Nässezeigern geprägt, darunter Sumpfsegge 

Carex acutiformis, Wasserminze Mentha aquatica, 

Sumpfschwertlilie Iris pseudacorus, Uferwolfstrapp 

Lycopus europaeus und Bittersüßer 

Nachtschatten Solanum dulcamara. Zudem finden 

sich in der nördlichen Fläche Bestände des nach 

der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen 

Schleswig-Holsteins (MIERWALD & BELLER 1990) 

gefährdeten Sumpffarns Thelypteris palustris (RL 

3). 

Artenreiches Feuchtgrünland findet sich entlang 

des gesamten Westufers, meist als mehr oder 

weniger schmaler Streifen zwischen den Grünlandflächen 

und dem Röhricht. Insbesondere an der 

Bucht am Nordwestufer dehnt sich eine derartige 

Fläche auf gut 1 ha Größe aus und weist zahlreiche 

gefährdete Arten auf, darunter 

Sumpfsternmiere Stellaria palustris (RL 3), Schildehrenpreis 

Veronica scutellata (RL 3), Sumpfdreizack 

Triglochin palustre (RL 3), Fieberklee Menyanthes 

trifoliata (RL 3), Zungenhahnenfuß Ranunculus 

lingua (RL 3) und Straußgilbweiderich Lysimachia 

thyrsiflora (RL 3). 

Der Röhrichtgürtel ist am Sibbersdorfer See trotz 

vieler kleiner Lücken auf etwa auf 80 – 90 % der 

Uferlinie ausgebildet. Neben dem Schilf Phragmites 

australis bilden in einzelnen Uferbereichen 

weitere Arten Dominanzbestände. So ist am 


Westufer z.T. der beweidungsresistentere Kalmus 

Acorus calamus die aspektprägende Art und bildet 

dort einen etwa 6 m breiten Saum. Schmalblättriger 

Rohrkolben Typha angustifolia und Seebinse 

Schoenoplectus lacustris sind vielfach dem Schilfröhricht 

seewärts saumartig vorgelagert, Sumpfsegge 

Carex acutiformis, Ästiger Igelkolben Sparganium 

erectum und Wasserschwaden Glyceria 

maxima dominieren vielerorts den Flachwasserbereich 

bis um 0,5 m Wassertiefe. Die Großröhrichte 

besiedeln Wassertiefen bis um 1 m, ihre Breite 

liegt meist um 5 m, nur im Nordwesten sind sie 

mit 10 – 15 m z.T. breiter entwickelt. Bestandsrückgänge 

des Schilfsröhrichts wurden um die 

Möweninsel herum beobachtet, die gegenwärtig 

fast ohne Wasserröhricht ist. 

Eine Schwimmblattzone in großflächiger Ausprägung 

existiert v.a. im Nordwesten des Sees, wo 

Bestände der Gelben Teichrose Nuphar lutea in 

einer Bucht auf über 100 m Länge und in Breiten 

bis um 30 m entwickelt sind. Weitere kleinere 

Vorkommen, auch zusammen mit der Weißen Seerose 

Nymphaea alba, finden sich im Südwesten 

vor dem Schwentineablauf und im Südosten. Die 

Schwimmblattbestände dehnen sich meist bis um 

1 m, max. bis 1,4 m Wassertiefe aus. 

Die Besiedlung mit Unterwasserpflanzen ist teilweise 

nur spärlich, in vielen Uferbereichen dominieren 

Bestände fädiger Grünalgen. Insgesamt 

wurden neun Arten gefunden. Eine recht häufige 

Tauchblattart ist der Sumpfteichfaden Zannichellia 

palustris, der fast im gesamten Gewässer regelmäßig 

anzutreffen ist. Nicht selten ist zudem das 

Kammlaichkraut Potamogeton pectinatus, das v.a. 

am ehemals beweideten nördlichen Ostufer auftrat. 

Weitere Arten wurden eher vereinzelt bis 

max. 1,8 m Wassertiefe beobachtet, v.a. im 

Nordosten und im Nordwesten des Sees, darunter 

Krauses Laichkraut Potamogeton crispus, Spreizender 

Wasserhahnenfuß Ranunculus circinatus, 

Kanadische Wasserpest Elodea canadensis, Wasserstern 

Callitriche sp., Schwanenblume Butomus 

umbellatus und das gefährdete Zwerglaichkraut 

Potamogeton pusillus (RL 3). Mit 2 m Wassertiefe 

erreichte der Einfache Igelkolben Sparganium cf. 

emersum vor der Schwentineeinmündung die 

größte Siedlungstiefe submerser Arten. Armleuchteralgen 

wurden nicht gefunden. 

Zwar hat sich die Besiedlung mit Unterwasserpflanzen 

im Sibbersdorfer See im Vergleich mit 

dem für 1983 konstatierten nahezu makrophytenlosen 

Zustand (LAWAKÜ 1993) wesentlich verbessert, 

die relativ geringe Artenzahl und spärliche 

Besiedlung bei den Tauchblattpflanzen sowie die 

häufige Dominanz fädiger Grünalgen weisen aber 

auf immer noch auf gestörte Verhältnisse, so dass 

die Unterwasservegetation nur als von mittlerer 

35


Bedeutung eingestuft werden kann. In seinem 

Wert höher einzuschätzen ist der breit ausgebildete 

und naturnahe Verlandungsbereich im Nordwesten 

des Sees, der neben einer schön ausgebildeten 

Zonierung mit Schwimmblatt- und Röhrichtgürtel 

landseitig auch großflächig Feuchtgrünland mit 

zahlreichen gefährdeten Arten aufweist. 

Freiwasser 

Der Sibbersdorfer See wies im Sommer eine relativ 

schwache thermische Schichtung auf (Abbildung 

18). Bei Calciumkonzentrationen um 81 mg/l 

(Frühjahr) war der See mit einer Säurekapazität 

zwischen 3,1 und 3,8 mmol/l (Oberflächenwasser) 

sehr gut gepuffert. Die pH-Werte lagen zwischen 

8,5 und 9,0. Die elektrische Leitfähigkeit 

schwankte mit Werten zwischen 39 und 

49 mS/m, war insgesamt aber eher gering. 

Die Gesamtphosphorkonzentrationen lagen mit 

0,092 mg/l P im Frühjahr in einem mittleren Bereich, 

stiegen im Verlauf des Sommers jedoch auf 

den sehr hohen Wert von 0,3 mg/l P (Abbildung 

29). Die Stickstoffkonzentrationen lagen mit einem 

Frühjahrswert von 3,4 mg/l N relativ hoch. Anorganisch 

gelöster Phosphor war stets vorhanden. 

Stickstoff stellte möglicherweise bereits im Juni 

den Minimumfaktor dar. 

Bereits Ende Februar zeigte sich im Sibbersdorfer 

See bei Sichttiefen von 0,6 m der Beginn der Entwicklung 

einer Frühjahrsblüte, die ein Biovolumen 

von 19,5 mm³/l bzw. ein Chlorophyll a-Gehalt von 

59 µg/l erreichte (Abbildung 20). Das Phytoplankton 

bestand fast ausschließlich aus centrischen 

Kieselalgen, insbesondere Stephanodiscus- 

Arten, die trotz stetem Zustrom von Schwentinewasser 

die Silikatkonzentrationen auf unter 3 mg/l 

senken konnten (SPETH & SPETH 2002). Bei Gesamtphosphorkonzentrationen 

von 0,092 mg/l P 

war der Anteil des anorganisch gelösten Phosphats 

entsprechend gering (0,011 mg/l P). Anorganischer 

Stickstoff war als Nitrat noch reichlich 

vorhanden (2,3 mg/l N), erhöhte Nitritkonzentrationen 

(0,022 mg/l N) wiesen aber bereits auf Denitrifikationsprozesse 

hin. Obwohl der See vollständig 

durchmischt schien, wies das Tiefenwasser 

bereits eine leichte Sauerstoffuntersättigung 

auf (97 %). Zooplankton, ebenfalls von 

SPETH & SPETH (2002) analysiert, spielte im 

Februar noch keine Rolle. Lediglich Wimpertierchen 

erreichten eine gewisse Häufigkeit. 

Mitte Juni erreichte die Biomasse des Phytoplanktons 

ein geringfügig niedrigeres Niveau (53 µg/l 

Chlorophyll a, 9,9 mm³/l Biovolumen), es bestand 

nun überwiegend aus Cryptophyceen der Gattung 

Cryptomonas . Nun traten vermehrt Rädertiere 

36 

auf, unter den Blattfußkrebsen war Bosmina coregoni 

häufiger. Die Gesamtphosphorkonzentrationen 

waren auf 

0,15 mg/l P gestiegen. Der Gesamtstickstoff lag 

überwiegend in organischer Form vor, während 

Nitrat kaum noch vorhanden war. Vermutlich führten 

intensive Denitrifikationsprozesse im flussaufwärts 

gelegenen Stendorfer See sowie auf der 

sich anschliessenden Fließstrecke, zu einer drastischen 

Verringerung der Gesamtstickstoffkonzentration 

von 3,4 auf 1,5 mg/l N. Die Intensität der 

Zehrungsprozesse ist an der Sauerstoffuntersättigung 

ab 3 m Wassertiefe erkennbar, die, obwohl 

kaum ein Temperaturunterschied zwischen Oberflächen- 

und Tiefenwasser bestand, bei 5 m Wassertiefe 

nur noch etwa 50 % betrug. Da bei den 

meisten Nährstoffen noch kein deutlicher Gradient 

ausgeprägt war, bestand die Schichtung vermutlich 

noch nicht sehr lange. 

Im August hatte sich mit 100 µg/l Chlorophyll a 

und einem Biovolumen von 21 mm³/l eine hohe 

Phytoplanktonbiomasse gebildet, die zu über 40 % 

aus Cyanobakterien der Gattung Microcystis und 

der zur Stickstofffixierung befähigten Art Anabaena 

spiroides bestand. Neben Cyanobakterien wurde 

die Phytoplanktongemeinschaft durch zentrale 

Kieselalgen und Cryptophyceen dominiert. Im 

Zooplankton wurden vermehrt Blattfußkrebse, 

darunter neben Bosmina coregoni auch Chydorus 

sphaericus sowie Daphnia cucullata und Vertreter 

des D.-longispina-Komplexes gefunden. Auch Ruderfußkrebse, 

insbesondere cyclopoide Vertreter, 

erreichten im August ihre höchste Individuendichte. 

Der anorganische Stickstoff war völlig aufgezehrt, 

sodass ein Wechsel von P- zu N-Limitation 

zu verzeichnen war. Das Tiefenwasser war bis zu 

einer Wassertiefe von 4 m sauerstofffrei, die 

Temperaturschichtung war jetzt mit einer Differenz 

von 3,6 °C etwas größer. Trotz der instabilen 

Schichtungsverhältnisse hatte sich bei den meisten 

Nährstoffen jetzt ein deutlicher Gradient eingestellt. 

Auffällig ist insbesondere die Zunahme des 

Orthophosphats im Tiefenwasser auf 0,24 mg/l P. 

Im September war der Sibbersdorfer See schon 

wieder weitgehend durchmischt. Die 

Phytoplanktonbiomasse nahm im Vergleich zum 

Vormonat weiter zu (126 µg/l Chlorophyll a). Blaualgen 

machten jetzt 93 % der Biomasse aus, 

wobei Microcystis spp., vor allem M. aeruginosa, 

dominierten. Blattfußkrebse waren immer noch in 

vergleichsweise hoher Dichte vertreten. Der 

Anstieg des Phosphorgehaltes auf 0,3 mg/l P 

wurde vermutlich teils durch den Anstieg des 

Phosphorgehaltes in der Schwentine (siehe Stendorfer 

See) sowie teils durch die Einmischung von 

phosphorreichem Tiefenwasser mit Auflösung der 

thermischen Schichtung verursacht. Bei minimalen 

Sichttiefen von 0,5 m wurde das Phytoplankton 

wahrscheinlich nicht nur durch Stickstofflimitation

scheinlich nicht nur durch Stickstofflimitation sondern 

auch durch die geringe Lichtverfügbarkeit in 

seinem Wachstum begrenzt. 

Insgesamt war der Stoffumsatz im Freiwasser des 

Sibbersdorfer Sees durch das zufließende Schwentinewasser 

geprägt, das den See zumindest im 

Sommer mit recht hohen Planktondichten und 

einem vergleichsweise niedrigen N/P-Verhältnis 

erreichte. Bereits im Juni gelangte das N/P- 

Verhältnis in einen Bereich, in dem Phosphor limi- 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 50 100 150 

0 

1 

2 

3 

4 

5 


6 

0 5 10 15 20 25 


Februar 

0 50 100 150 

0 

1 

2 

3 

4 

5 


6 

0 5 10 15 20 25 


August 


tierend wirken kann, im August traten stickstofffixierende 

Cyanobakterien auf. Die Nährstoffe im 

Tiefenwasser zeigten intensive Zehrungsprozesse 

an. Durch erhöhte Nährstoffeinträge aus dem Einzugsgebiet 

lagen die Gesamtphosphorkonzentrationen 

im Sibbersdorfer See deutlich höher als im 

Stendorfer See. Der Sibbersdorfer See war aber 

vermutlich in allen Bereichen besser durchmischt, 

so dass die Erhöhung der Phosphor- und Ammoniumkonzentrationen 

im Tiefenwasser dort im September 

weniger deutlich war. 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 50 100 150 

0 

1 

2 

3 

4 

5 


6 

0 5 10 15 20 25 


Juni 

0 50 100 150 

0 

1 

2 

3 

4 

5 


6 

0 5 10 15 20 25 


September 

Abbildung 18: Tiefenprofile von Temperatur (°C) und Sauerstoff-Sättigung (%) im Sibbersdorfer See im Frühjahr und Sommer 

2002 


37


mg/l P 

mg/l P 

µg/l Chl a 

0,35 

0,30 

0,25 

0,20 

0,15 

0,10 

0,05 

0,00 

0,35 

0,30 

0,25 

0,20 

0,15 

0,10 

0,05 

0,00 

150 

100 

50 

0 



2002 



2002 



2002 

0 

0,5 

1 

1,5 

mg/l N 

mg/l N 

m Sichttiefe 

mg/l N 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

1 m 7 m 


Feb Jun Aug 

2002 

Sep 


Feb Jun Aug 

2002 

Sep 



2002 


Chlorophyll a (µg/l) und Sichttiefen (m) im Sibbersdorfer See 2002 

38

mm³/l 

25 

20 

15 

10 

5 

0 




18.02. 12.06. 07.08. 16.09. 

2002 

Abbildung 20: Biovolumen der Phytoplanktongruppen (mm³/l) im Sibbersdorfer See 2002 

Das Phytoplankton wies im Sibbersdorfer See, 

besonders aber im Februar, deutlich höhere Dichten 

mit höheren Chlorophyllkonzentrationen und 

geringeren Sichttiefen auf als im Stendorfer See. 

Es zeigte hinsichtlich seiner dominanten Gruppen 

(Bacillariophyceae, Cyanobakterien, Cryptophyceae 

und Dinophyceae) sowie dem geringen 

Anteil an Grünalgen eine gewisse Ähnlichkeit mit 

der Phytoplanktonzusammensetzung des flussaufwärts 

liegenden Sees. Die absolute Phytoplanktonbiomasse 

und die relativen Anteile der einzelnen 

Gruppen sowie des Artenspektrums innerhalb 

der Gruppen unterschieden sich jedoch deutlich. 

Das Gesamtbiovolumen lag im Sibbersdorfer See 

bereits im Februar deutlich höher als im Stendorfer 

See und sank in diesem noch nährstoffreicheren 

See zu den Untersuchungsterminen nicht unter 

10 mm³/l. Die Gruppe der Cyanobakterien wurde 

im Sibbersdorfer See im wesentlichen von Anabaena 

flos-aquae, Microcystis wesenbergii und 

Microcystis aeruginosa dominiert, während im 

Stendorfer See im August Aphanizomenon flosaquae 

und im September Microcystis wesenbergii 

auftraten. Im Zooplankton des Sibbersdorfer Sees 

waren im Gegensatz zu dem des Stendorfer Sees 

zwar zeitweilig auch größere Formen vorhanden, 

dies scheint jedoch wegen des intensiven Phytoplanktonwachstums 

nur einen geringen Einfluss 

auszuüben. 

Nach Angaben von Anglern können im Sibbersdorfer 

See Aal, Barsch, Brassen, Hecht, Karpfen, 

Plötze, Schleie, Seeforelle, Weißfisch und Zander 

gefangen werden. Genauere Angaben zur Fischfauna 

liegen nicht vor. 


Der Sibbersdorfer See wird bereits von OHLE 

(1959) erwähnt, der für seine Messwerte aber 

leider nicht den Messzeitpunkt angibt. Von den bei 

ihm erwähnten Messgrößen lagen Hydrogenkarbonat-, 

Chlorid- und Sulfatkonzentrationen in den 

1950er Jahren in einem ähnlichen Bereich wie 

heute, während die 2002 gemessenen Leitfähigkeiten 

deutlich höher waren (elektrische Leitfähigkeit 

1950er: 385 µS/cm20, heute: 

440 mS/cm, Hydrogenkarbonat: 3,22 mval/l, 

Chlorid: 24,5 mg/l und Sulfat: 28,0 mg/l). Bereits 

damals gab es also eine deutliche Eutrophierung 

im Sibbersdorfer See. 


Die tierische Besiedlung des Sedimentes im Sibbersdorfer 

See wurde im Auftrag des Landesamtes 

von OTTO (2002) untersucht. Die folgenden Ausführungen 

sind seinem Bericht entnommen. 

Am Sibbersdorfer See wurden entlang eines Transektes 

in 1, 2, 3, 4, 5 und 5,5 m Wassertiefe 

Benthosproben entnommen. 

Insgesamt wurden 34 Taxa gefunden. Die artenreichsten 

Gruppen waren die Zuckmückenlarven 

(10 Taxa) und die Weichtiere (9 Taxa, davon 3 nur 

als Schalenfunde). 

In allen Tiefen waren Wenigborster in großer Zahl 

vorhanden. Bei 1 m wurde die Schnecke Potamopyrgus 

antipodarum in großer Zahl gefunden. 

Weitere typische Vertreter der Uferzone waren 

zwei Arten von Egeln sowie Wasserspinnen, 

39


Arten von Egeln sowie Wasserspinnen, Wasserasseln 

Asellus aquaticus und Eintagsfliegenlarven 

Caenis horaria und Larven mehrerer Köcherfliegen- 

Arten. Bei 2 und 3 m Wassertiefe waren die Wasserasseln 

in großer Zahl vertreten, es kamen aber 

auch eine große Zahl typischer Vertreter der Tiefenzone, 

insbesondere die Zuckmückenlarven 

Procladius sp. und Chironomus cf. plumosus, hinzu 

(Abbildung 22). Unterhalb von 4 m Wassertiefe, 

dies entspricht der sauerstofffreien Zone im 

August 2002, nahm die Artenzahl drastisch ab. Es 

Tiefe (m) 

1 

2 

3 

4 

5 

5,5 



0 20 40 60 80 100 

Zerkleinerer Weidegänger 

Filtrierer Detritusfresser 

Räuber 

dominierten die Wenigborster, daneben wurden 

Chaoborus flavicans, Procladius sp., Ch. cf. plumosus 

und weitere Zuckmückenlarven gefunden. 

Auch Ceratopogoniden erreichten teilweise höhere 

Dichten. An der tiefsten Stelle waren Wenigborster 

noch mit über 5200 Ind./m² vertreten, und 

auch Procladius sp. und Ch. cf. plumosus kam 

noch vor. 

Insgesamt herrschten bereits ab 3 m Wassertiefe 

typische Vertreter der Tiefenzone vor. 

Tiefe (m) 

1 

2 

3 

4 

5 

5,5 



0 20 40 60 80 100 

Arten desLitorals Arten des Profundals 

Abbildung 21: Benthos im Sibbersdorfer See; Abundanz als Anteil an der Gesamtindividuenzahl der Ernährungs- und 

Lebensraumtypen in den verschiedenen Wassertiefen 

Wegen seiner geringen Tiefe ist der Sibbersdorfer 

See nach dem System von THIENEMANN (1922) 

nur eingeschränkt zu bewerten. Wegen des Vorkommens 

von Chironomus plumosus an der tiefsten 

Stelle kann er als Chironomus-See bezeichnet 

werden, andererseits deutet die geringe Ausdehnung 

des Litorals auf einen sehr nährstoffreichen 

See. Gegenüber den Untersuchungen des Landesamtes 

für Wasserhaushalt und Küsten Schleswig-Holstein 

(1993) von 1983 stellt OTTO keine 

deutliche Veränderungen fest. 

Nutzung des Sees und seines Einzugsgebietes 


einen gewerblichen Fischer. Angeln ist vom Boot 

aus möglich. Vom Mai bis September können Ruder- 

und Tretboote gemietet werden 

Die Beschreibung der Ufernutzung folgt STUHR 

(2002). Die Möwen-Inseln, die an den Fischereibetrieb 

verpachtet ist und von einer Möwenkolonie 

besiedelt ist, wird jährlich einmal gemäht. Das teils 

artenreiche Feuchtgrünland des westlichen Seeufers 

wird extensiv beweidet, in einigen Bereichen 

gibt es Viehtränken. In der südöstlichen Bucht 

40 

finden sich zwei Bootsstege, zwei weitere Stege 

sowie eine durchs Röhricht führende Zugangsstelle 

gibt es am Nordufer vor den Siedlungsgrundstücken. 

Vor den drei großen Grundstücken 

am südlichen Ostufer werden Schneisen im Röhricht 

als Bootsliegeplätze und –zugangsstellen 

genutzt, auf kurzen Strecken ist das Ufer mit Feldsteinen 

befestigt. Im Süden gibt es ein kleines 

Freizeitareal mit Rasenfläche und Bank. Direkt 

daneben befindet sich ein 7 m breite Viehtränke. 

Das direkte Teil-Einzugsgebiet des Sees wird zu 

75 % landwirtschaftlich (überwiegend als Acker) 

genutzt. Wald und Forst machen knapp 14 % aus, 

Gewässer nehmen 5,8 % der Fläche ein, 2,7 % 

der Fläche ist Siedlungsfläche. Die Zahl der Großvieheinheiten 

lag mit durchschnittlich 0,7 GVE/ha 

landwirtschaftlich genutzter Fläche mäßig hoch. 

Abwasser erhält der Sibbersdorfer See aus 18 

Hauskläranlagen (349 EW) der Gemeinde Sibbersdorf 

sowie 7 Hauskläranlagen (54 EW) der Gemeinde 

Sagau. Der Ablauf der Kläranlagen Sagau I 

und II mit einer Einleitmenge von zusammen 

10.000 m³ jährlich erreicht über die Schwentine 

ebenfalls den See.



Die Sibbersdorfer See ist Teil des FFH-Gebietes 

„Gebiet der Oberen Schwentine“, das seit 2004 

als FFH-Gebiet gemeldet worden ist. 



werden im folgenden die 


den Sibbersdorfer See grob abgeschätzt (Abbildung 


Tabelle 5 :Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Sibbersdorfer See aus verschiedenen Quellen (Abschätzung gemäß Kapitel 





Acker 809 0,5 405 20 16.180 

Grünland 183 0,2 37 10 1.830 


Moor 6 0,2 1,2 10 60 

Wald 183 0,05 9,2 7,0 1.281 

Siedlung 36 0,8 27 13 468 

Andere Nutzung 31 0,05 1,6 10 310 

Summe 1.325 619 20.754 

Niederschlag 55 0,15 8,3 12 660 



Schmutzwasser [m³] [mg/l] [kg/a] [mg/l] [kg/a] 

Sagau I 4.000 1,2 5 40 160 

Sagau II 6.000 1,5 9 40 240 

Haus-KA´s Sagau 2956 8 24 80 236 

Haus-KA´s Sibbersdorf 19.108 8 153 80 1529 

Summe 190 2.165 

km² 

Jahresmittelwerte 

aus Einzugsgebiet 


18,5 0,13 758 2 11.668 


Summe [kg/a] 1.576 35.247 



41


Abbildung 22: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Sibbersdorfer See 

Die Einträge aus dem Einzugsgebiet und durch 

Niederschlag lagen insgesamt bei 1,58 t/a Phosphor 

und bei 35,3 t/a Stickstoff. 48 % des Phosphors 

gelangt über die Schwentine in den See. 

Beim Stickstoff trägt die landwirtschaftliche Nutzung 

aus dem direkten Einzugsgebiet am meisten 

zur Belastung bei (53 %). Sowohl beim Stickstoff 

als auch beim Phosphor hat die Belastung durch 

Abwasser einen vergleichsweise hohen Anteil an 

P 

E 

= 

L ∗ T 

z (1+ 

T 

W 

W 

) 





P E 

Die nach VOLLENWEIDER zu erwartende Phosphor-Konzentration 

im Sibbersdorfer See liegt bei 

0,11 mg/l Phosphor. Die tatsächliche Konzentrationen 

im stark durchströmten Sibbersdorfer See 

schwankten sehr stark zwischen 0,09 mg/l Phosphor 

im Februar und 0,3 mg/l Phosphor im September 

und kann daher kaum mit diesem Erwartungswert 

verglichen werden. In einer Bilanz, die 

für die Schwentine erstellt wurde (LANU 2005, 

unveröff.), wurde versucht abzuschätzen, ob der 

Sibbersdorfer See als Phosphor-Quelle oder -Senke 

für die Schwentine wirkt. Nach dieser Abschätzung 

wird übers Jahr betrachtet aus dem Sibbersdorfer 

See etwa genauso viel Phosphor freigesetzt 

wie festgelegt. 

42 

= 

2,9 ∗ 0,19 

3,4 (1+ 


48% 

Sonstiges 

0.5% Wald 

0.5% 

0,19) 

= 

Phosphor 

Siedlung 

2% 

0,11mg/l 

P 


37% 

Abwasser 

12.% 


33% 

Sonstiges 

3% Wald 

4% Siedlung 

1% Abwasser 

6% 

der Gesamtbelastung. Mit jährlich 2,9 g/a·m 2 Seefläche 

Phosphor ist die Flächenbelastung des Sibbersdorfer 

Sees sehr hoch. 

Die Berechnung der zu erwartenden Phosphorkonzentration 

nach VOLLENWEIDER & KEREKES 

(1980) anhand der Phosphoreinträge kann für den 

Sibbersdorfer See nur mit Vorbehalt erfolgen, da 

der See sehr stark durchströmt ist: 

Bewertung 

Stickstoff 


53% 

Der Sibbersdorfer See besitzt ein im Verhältnis zu 

seiner Seefläche relativ großes Einzugsgebiet und 

damit von Natur aus die Voraussetzung für einen 

eher nährstoffreichen Zustand. Die derzeitige 

Nährstoffbelastung (bezogen auf die Seefläche) ist 

mit 2,7g/m 2 und Jahr P und 48,4 g/m² und Jahr N 

hoch. 

Die Stoffumsatzprozesse im Sibbersdorfer See 

werden in hohem Maße vom Zustrom des 

Schwentinewassers geprägt. Hohe Phosphorgehalte 

in der Schwentine führten 2002 schon früh im 

Jahr zu einer Kieselalgenblüte. Die Phosphorkonzentrationen 

im Sibbersdorfer See folgten im wesentlichen 

denen des flussaufwärts liegenden

Stendorfer Sees, dessen abfließende Schwentine 

etwa 60 % des Gesamtzuflusses zum Sibbersdorfer 

See ausmacht. Anders beim Stickstoff: Obwohl 

der See aus seinem überwiegend als Acker 

genutzten Teileinzugsgebiet vermutlich hohe Nitratkonzentrationen 

erhält, sind die Stickstoffkonzentrationen 

gegenüber dem flussaufwärts liegenden 

Stendorfer See nicht wesentlich erhöht. Der 

Wechsel von P- zu N-Limitation des Planktonwachstums, 

der möglicherweise schon im Juni 

stattfand, führte vorübergehend zur Dominanz von 

stickstofffixierenden Blaualgen. Die starke Durchströmung 

bei gering ausgeprägter thermischer 

Schichtung trug vermutlich zu den sehr hohen 

Phytoplanktonbiomassen bei, auf die das Zooplankton, 

obwohl auch größere Formen auftraten, 

keinen sichtbaren Einfluss ausübte. 

Das Makrozoobenthos war, zumindest mengenmäßig, 

wegen der nur vorübergehenden Schichtung 

mit Sauerstofffreiheit relativ gut ausgebildet. 

Die Ufervegetation ist in Bereichen mit artenreichem 

Feuchtgrünland vor allem am Westufer wertvoll. 

Die Unterwasserflora hat sich zwar im Vergleich 

mit 1983, als der See als nahezu makrophytenfrei 

beschrieben wurde, deutlich erholt, es 

sind jedoch bisher nur nährstoffreiche Verhältnisse 

tolerierende Arten vertreten, die darüber hinaus im 

Sommer mit fädigen Grünalgen überwuchert waren. 

Nach LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT 

UND KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN (1993) hat 

der Sibbersdorfer See nationale Bedeutung als 

Brut-, Rast- und Winterquartier für Wasservögel. 

Neben der Lachmöwenbrutkolonie auf der Möweninsel 

kommen Schnatterenten, Tafelenten, Reiherenten, 

Schellenten, Flussseeschwalben, Haubentauchern 

und Graugänsen als Brutvögel vor. 

Empfehlungen 

Der potentiell natürliche trophischer Zustand des 

Sibbersdorfer Sees ist schwach eutroph (e1), sein 

gegenwärtiger Zustand ist hoch polytroph (p2). 

Der anzustrebende Zustand, der dem guten 

ökologischen Zustand nach Wasserrahmenrichtlinie 

entspricht, liegt bei hoch eutroph (e2). 

Um diesen Zustand zu erreichen, müsste die 

jährliche Phosphorbelastung auf etwa 1,5 g/m² 

Seefläche, d.h. um etwa 650 kg P, verringert 

werden. Ein Teil dieser Verringerung könnte 

bereits durch die Maßnahmen im Einzugsgebiet 

des Stendorfer Sees erreicht werden. Da die 

Reaktion des Stendorfer Sees wegen der 

seeinternen Prozesse jedoch nicht im Voraus 

abzuschätzen ist, ist die Höhe der hierdurch für 

den Sibbersdorfer See zur Wirkung kommenden 

Entlastung nicht vorauszusagen. Im 


Teileinzugsgebiet des Sibbersdorfer Sees sollten 

folgende Maßnahmen angestrebt werden: 

• Beim Sibbersdorfer See trägt die Abwasserbelastung 

noch zu 23 % zur Phosphorbelastung 

aus dem direkten Einzugsgebiet 

bei. Hauskläranlagen in Sagau und vor allem 

in Sibbersdorf sind die Hauptverursacher, 

während der Beitrag der beiden 

Kläranlagen Sagau I und Sagau II gering 

ist. Weiterer Anschluss und Verbesserung 

der eingesetzten Hausklärtechniken sollten 

weiterhin angestrebt werden. 

• Es sollte geprüft werden, ob für die Kläranlage 

Sagau eine Nitrifizierung mit Einleitung 

des Ablaufs in den Sibbersdorfer See 

möglich ist. Hierdurch könnte die interne 

Phosphorretention des Sees verbessert 

werden. 

• Die Niederung der Schwentine unterhalb 

des Stendorfer Sees wird durch Schöpf- 

werke entwässert (HANSEN 2001). Hier 

sollte eine Wiedervernässung, zumindest 

aber eine Extensivierung der in weiten Bereichen 

als Acker genutzten Flächen ange 

strebt werden (ca. 70 ha). Das Gebiet ist 

Teil des Naturschutz-Großprojektes Sten 

dorfer See, in dem eine Vernässung dieser 

Flächen ebenfalls abgestrebt wird 

(HANSEN 2001). Eine vollständige Wiedervernässung 

wird derzeit allerdings 

durch die Lage der Klärteiche der Kläranla 

ge, die in der Niederung in die Schwentine 

entwässern, behindert. Eine weitere als 

Acker genutzte Niedermoorfläche befindet 

sich an dem südlichen kleinen Zufluss (ca. 

7 ha). 

• Das von Sagau kommende Fließgewässer 

verläuft in einer als Grünland genutzten 

moorigen Niederung, die Fläche (ca. 20 

ha) sollte extensiviert oder zumindest mit 

ausreichenden Rand- und Pufferstreifen 

versehen werden. 

• Das artenreiche Feuchtgrünland am Westufer 

sollte jedoch nach STUHR (2002) erhalten 

werden. Hier wird daher die Beibehaltung 

der dort bisher durchgeführte ex 

tensive Beweidung mit einer Rinderherde 

auf großer Fläche empfohlen. 

• Die Einrichtung von nicht genutzten Randstreifen 

und extensiv genutzten Pufferstreifen 

entlang der Fließgewässer könnte 

den P-Eintrag aus den übrigen, überwiegend 

als Acker genutzten Flächen deutlich 

verringern. 

43

Großer Eutiner See 

Großer Eutiner See (2002) 


1829 



Gemeinde: Eutin/Fissau/Zarnekau 




Rechtswerte: 440794 - 441546 

Hochwerte: 599825 - 600372 

Höchster Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): 27,01 

Mittlerer Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): 26,76 

Niedrigster Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): 26,60 

Größe des oberirdischen Einzugsgebietes (km²): 20,5 (56,2)* 








1,7 (0,6)* 

Umgebungsarealfaktor (m²/m²): 8,4 (24,8)* 

Umgebungsvolumenfaktor (m²/m³): 1,6 (4,8)* 



Mischungsverhalten: instabil geschichtet 

Seetyp : 11 

* Angaben in Klammern beziehen sich auf das Gesamteinzugsgebiet der Schwentine gemäß Flächenverzeichnis 

inklusive Sibbersdorfer See und Stendorfer See. 

Entstehung 

Die eiszeitliche Entstehung des Großen Eutiner 

Sees nach GRIPP (1953) ist in LANDESAMT FÜR 






Kleinen Eutiner See umfasste. Diese Seen wurden 

später durch weniger mächtige Moränen folgender 

Eisvorstöße vom Becken des heutigen Kellersees 

abgetrennt. 


Die Schwentine fließt im Nordwesten in das Westbecken 

des Großen Eutiner Sees, die Fissauer 

44 

Bucht, und verlässt den See nur etwa hundert 

Meter weiter westlich (Abbildung 23). Das Hauptbecken 

des Großen Eutiner Sees bleibt daher im 

Normalfall vom Schwentinewasser relativ unbeeinflusst. 

Bei allen Berechnungen, die das Einzugsgebiet 

einbeziehen, wird daher nur die Fläche 

des direkten Einzugsgebietes zu Grunde gelegt. Ob 

es zeitweilig einen Rückstau der Schwentine in 

den Großen Eutiner See hinein gibt, lässt sich an 

Hand des vorhandenen Datenmaterials nicht feststellen. 

Mit 20,5 km² ist das direkte oberirdische Einzugsgebiet 

des Großen Eutiner Sees mäßig groß im 

Verhältnis zur Seefläche (2,2 km²). Die direkte 

Umgebung des Sees ist im Südwesten durch die 

Stadt Eutin, im Norden durch Wald und im Süden 

und Osten durch Grünland- und Ackernutzung geprägt. 

Die unversiegelten Böden des Einzugsgebie-

tes bestehen im Süden aus Geschiebelehm, im 

Norden aus sandigen Ablagerungen. 

Weitere Zuflüsse gibt es im Westen (Fischteiche, 

"Schötteln") sowie im Süden vom Übungsplatz, 

von Pulverbeck, sowie in Eutin aus dem Stadtpark, 

und am Bahnhof. 


Großer 

Kl. 

Eutiner 

See 

Eutin 

Sibbersdorfer 

See 

Eutiner See 

0 1 2 3 km 


Der Seewasserstand schwankte im Jahresverlauf 

um etwa 40 cm (Abbildung 24). Die theoretische 

Wasseraufenthaltszeit im Großen Eutiner See beträgt 

1,7 Jahre bei einer zu Grunde gelegten Abflussspende 

von 10 l/s·km². 

Sagauer See 


Sibbersdorf 


Stendorfer 

See 

Abbildung 23: Einzugsgebiet des Großen Eutiner Sees (Einzugsgebiet der Schwentine grau hinterlegt) 

Kasseedorf 

45


46 

Wasserstand (m ü.NN) 

27,1 

27,0 

26,9 

26,8 

26,7 

26,6 

26,5 

N D J F M A M J J A S O N D J F M A M J J A S O 

2002 2003 

Abbildung 24: Seewasserstände (m ü.NN) im Großen Eutiner See 2002 und 2003 




das langjährige Mittel, insbesondere Januar und 



°C 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

Temperatur 

MW 1961-1990 2002 







auszeichnete. 

mm/Mon. 

200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 


MW 1961-1990 2002 


Abbildung 25: Mittlere Monatstemperaturen und monatliche Niederschlagshöhen 2002 an der Messstation Eutin im Vergleich 


Das längliche Becken des Großen Eutiner Sees 

erstreckt sich in west-östlicher Richtung. Im Nordwesten 

ist ein kleineres Becken, die Fissauer 

Bucht, nur durch einen schmalen Durchgang mit 

dem wesentlich größeren östlichen Seebecken 

verbunden. Im Südwesten dieses Beckens gibt es 

eine kleinere und eine größere Insel. Die tiefste 

Stelle (16,2 m) liegt in der Nähe des Nordufers. In 

diesem Bereich fallen die Ufer ebenso wie im mittleren 

Südufer steil ab, während die Ufer in den 

übrigen Bereichen, insbesondere im Süden vor der 

Stadt Eutin, wesentlich flacher sind (Abbildung 

26).

Die Temperaturschichtung war im Großen Eutiner 

See instabil, die Sprungschicht zeigte eine starke 

Verlagerung in die Tiefe. Der See kann somit als 

Mischtyp 10/11 der Typisierung nach Wasserrahmenrichtlinie 

angesehen werden (MATHES et al. 

2002). Aufgrund der nur zeitweise zu beobachtenden 

Schichtung wird er dem Typ 11 zugeordnet. 

Ufer 

2 

3,8 

3 

2 

3 

4 

5,9 

4 

5 

6 

7 

8 

9 

Fasaneninsel 

Abbildung 26 : Tiefenplan des Großen Eutiner Sees 

Die Ufervegetation des Großen Eutiner Sees wurde 

im Auftrag des Landesamtes von STUHR (2002) 

grob erfasst. Die folgenden Ausführungen sind 

seinem Bericht entnommen. 

Standorttypische Ufergehölzen säumen mit Ausnahme 

des Siedlungsbereichs von Eutin weite 

Bereiche der Ufer des Großen Eutiner Sees. Dieser 

Gehölzsaum ist am Südufer zwischen Wasserlinie 

und Wanderweg allerdings weitgehend schmal 

ausgebildet und wohl zumindest teilweise auf 

Anpflanzung zurückzuführen. Vorherrschende 

Gehölzarten sind Schwarzerle Alnus glutinosa 

sowie Esche Fraxinus excelsior und Weiden Salix 

sp.. Im Unterwuchs treten als Feuchtezeiger nahe 

der Wasserlinie v.a. Zottiges Weidenröschen Epilobium 

hirsutum, Gewöhnliche Zaunwinde Calystegia 

sepium, Rohrglanzgras Phalaris arundinacea, 

Wasserdost Eupatorium cannabinum und 

Sumpfsegge Carex acutiformis auf. 

10 

11 

12 

2,7 

13 

14 

15 

2 

3 

4 

16,2 


10 

11 

11,6 

5,8 

2,7 

0 200 400 600 800 m 

7,6 

7 

6 


Bruch- bzw. Sumpfwälder sind vor allem im Nordwesten 

im Bereich der Schwentine und an 

mehreren Stellen des waldbestandenen Nordufers 

auch in z.T. größerer Ausdehnung anzutreffen. Sie 

sind teils von Schwarzerle, teils auch von Esche 

dominiert, v.a. am mittleren bis östlichen Nordufer 

sind auch Grauweidengebüsche Salix cinerea als 

breiterer Saum vorgelagert. Bezeichnende Arten 

der Krautschicht sind u.a. Sumpfschwertlilie Iris 

pseudacorus, Wasserschwaden Glyceria maxima, 

Ästiger Igelkolben Sparganium erectum, Bittersüßer 

Nachtschatten Solanum dulcamara sowie 

Rohrglanzgras Phalaris arundinacea), Kriechender 

Günsel Ajuga reptans, Sumpfdotterblume Caltha 

palustris, Echtes Mädesüß Filipendula ulmaria, 

Bachnelkenwurz Geum rivale, Gewöhnlicher Gilbweiderich 

Lysimachia vulgaris, Rasenschmiele 

Deschampsia cespitosa, Kohldistel Cirsium oleraceum, 

Wasserdost Eupatorium cannabinum, 

Sumpflabkraut Galium palustre, Wasserminze 

Mentha aquatica und Sumpfsegge Carex acutiformis. 

Zudem fand sich mehrfach der nach der Roten 

Liste der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig- 

Holsteins (MIERWALD & BELLER 1990) gefährdete 

Sumpffarn Thelypteris palustris (RL 3). Stellenweise 

waren auch quellige Bereiche mit vermehrtem 

Auftreten von Bitterem Schaumkraut Cardamine 

amara und Gegenblättrigem Milzkraut 

Chrysosplenium oppositifolium zu beobachten. 

Artenreiches Feuchtgrünland existiert nur im 

Nordwesten im Bereich der Schwentine. Die Flächen 

weisen hohe Anteile von Sauergräsern auf, 

darunter Sumpfsegge Carex acutiformis, Schlank- 

2 3 

5 

4 

5,3 

47


segge C. acuta, Zweizeilige Segge C. disticha, 

Wiesensegge C. nigra, Flatterbinse Juncus effusus, 

in einzelnen Gräben fanden sich Bestände der 

Wasserfeder Hottonia palustris und des Froschbisses 

Hydrocharis morsus-ranae. Ufernahe Brachstadien 

besitzen einen hohen Anteil an Schilf 

Phragmites australis und gehen allmählich in das 

Röhricht des Sees über. 

Der Röhrichtgürtel ist auf etwa drei Viertel der 

Uferlinie, streckenweise mit vielen kleinen Lücken, 

ausgebildet. Er fehlt am Südufer auf größerer Strecke 

im Siedlungsbereich von Eutin und westlich 

Redderkoppel im Osten des Sees. Die Röhrichte 

werden überwiegend von Schilf Phragmites 

australis gebildet. Sie erreichen nur am östlichen 

Nordufer größere Breiten von über 20 m und bilden 

ansonsten Bestände von nur 5 – 10 m Breite. 

Am Nordufer werden Wassertiefen von etwa 0,8 

bis 1 m besiedelt. Am Südufer reichen die Bestände 

oft nur bis 0,3 m Wassertiefe, davor sind, teilweise 

bis 1 m Wassertiefe, Schilfstoppeln mit 

Rhizomresten zu finden, die die ursprüngliche Ausdehnung 

der Bestände in diesem Bereich dokumentieren. 

Andere Arten wie Schmalblättriger 

Rohrkolben Typha angustifolia und Seebinse 

Schoenoplectus lacustris, Wasserschwaden Glyceria 

maxima, Aufrechter Igelkolben Sparganium 

erectum, Sumpfsegge Carex acutiformis, Ufersegge 

C. riparia, Kalmus Acorus calamus und Breitblättriger 

Rohrkolben Typha latifolia sind nur in 

kleinflächigen Bestände zu finden. 

Eine Schwimmblattzone ist an mehreren, vor 

Westwind geschützten Uferbereichen ausgebildet. 

Die größten Vorkommen existieren im Nordwestteil 

des Großen Eutiner Sees, wo gut die Hälfte der 

gesamten Uferlänge von 10 – 30 m breiten Beständen 

der Gelben Teichrose Nuphar lutea und 

der Weißen Seerose Nymphaea alba eingenommen 

werden. Weitere größere Vorkommen der Teichrose 

finden sich am Nordufer, am Ostende des 

Sees und in der Bucht am Eutiner Schloss. Beide 

Arten erreichen Siedlungstiefen zwischen 1,6 und 

2 m. 

Die Unterwasserpflanzen sind in weiten Bereichen 

nur spärlich entwickelt, im flachen Wasser prägen 

vielfach Polster fädiger Grünalgen das Bild. Insgesamt 

wurde 12 Arten (davon zwei Arten Armleuchteralgen) 

gefunden, von denen jedoch nur 

vier Arten häufiger vorkamen. Flächig entwickelte 

Bestände gibt es an den flacheren weniger gestörten 

Ufern im östlichen Teil des Sees am Nord- und 

Südufer. Hier finden sich auf bis zu 30 m Breite 

Massenbestände von Kammlaichkraut Potamogeton 

pectinatus, die meist mit größeren Vorkommen 

von Sumpfteichfaden Zannichellia palustris 

und dem gefährdeten Zwerglaichkraut Potamogeton 

pusillus (RL 3) vergesellschaftet sind. Allge- 

48 

mein im See verbreitet und häufig ist das Krause 

Laichkraut Potamogeton crispus, während das 

Durchwachsenes Laichkraut Potamogeton perfoliatus 

nur einen auffälligen größeren Bestand am 

Nordufer bildet. Weitere vereinzelt bis zerstreut 

auftretende Arten sind Spreizender Wasserhahnenfuß 

Ranunculus circinatus und Kanadische Wasserpest 

Elodea canadensis. Das stark gefährdete 

Stachelspitzige Laichkraut Potamogeton friesii (RL 

2) findet sich nur im Nordwesten. Diese Arten 

besiedelten Wassertiefen von etwa 1,5 - 2m. Bis 

zu einer Tiefe von 3,5 m kann man die zerstreut 

im Uferbereich auftretende submerse Form der 

Schwanenblume Butomus umbellatus finden. Armleuchteralgen 

wurden in verschiedenen Uferabschnitten 

nur sporadisch und meist vereinzelt im 

Flachwasser festgestellt. Neben der nach der Roten 

Liste der Armleuchteralgen (GARNIEL & 

HAMANN 2002) gefährdeten Gegensätzlichen 

Armleuchteralge Chara contraria (RL 3) fand sich 

in einem Fall auch die Zerbrechliche Armleuchteralge 

Chara globularis. 

Insgesamt ist die Ufervegetation des Großen Eutiner 

Sees in weiten Bereichen durch die Siedlungsnähe 

geprägt. Beim Röhricht hat, zumindest in 

einigen Bereichen ein deutlicher Rückgang stattgefunden. 

Die Unterwasservegetation des Großen 

Eutiner Sees spiegelt mit ihrem eingeschränkten 

Artenspektrum und dem häufigen Auftreten von 

fädigen Grünalgen zwar hoch eutrophe Verhältnisse, 

gegenüber dem 1982/83 vom LANDESAMT 


SCHLESWIG-HOLSTEIN (1993) beschriebenen 

Zustand (in weiten Teilen frei von Unterwasserpflanzen, 

nur drei Arten von Unterwasserpflanzen) 

ist jedoch eine deutliche Verbesserung festzustellen. 

Aus floristischer Sicht ist die Unterwasservegetation 

von mittlerer Bedeutung. 

Freiwasser 

Der Große Eutiner See wies im Sommer eine 

thermische Schichtung auf, die sich im regenreichen 

Juli vorübergehend teilweise auflöste. Im 

August war dies an einer zweistufigen Sprungschicht 

zu erkennen (Abbildung 27). Bei Calciumkonzentrationen 

um 69 mg/l (Frühjahr) war der 

See mit einer Säurekapazität im Oberflächenwasser 

zwischen 3,7 und 4,8 mmol/l sehr 

gut gepuffert. Die pH-Werte lagen im Oberflächenwasser 

zwischen 8,4 und 9,0. Die elektrische 

Leitfähigkeit schwankte mit Werten zwischen 

37 und 46 mS/m recht stark, war insgesamt aber 

eher unterdurchschnittlich. 



stiegen im Verlauf des Sommers jedoch auf

den sehr hohen Wert von 0,25 mg/l P. Die Stickstoffkonzentrationen 

lagen mit Frühjahrswerten 

um 1,7 mg/l N ebenso mäßig hoch. Anorganisch 

gelöster Phosphor war stets vorhanden. Stickstoff 

stellte möglicherweise ab August den Minimumfaktor 

für das Phytoplanktonwachstum dar. 

Ende Februar war der Große Eutiner See vollständig 

durchmischt. Der Gesamtphosphor (0,08 mg/l 

P) lag zu über 50 % anorganisch vor, und der 

Gesamtstickstoff (1,7 mg/l N) war ebenfalls zur 

Hälfte anorganisch (als Nitrat) gelöst. Die Phytoplanktonmeinschaft 

erreichte zu dieser Jahreszeit 

ein Biovolumen von 4,7 mm³/l bzw. eine Chlorophyll-a-Konzentration 

von 18 µg/l und bestand 

zu fast 100 % aus centrischen Kieselalgen (SPETH 

& SPETH 2002). Die gelösten Silikatkonzentrationen 

waren hierdurch auf unter 0,3 mg/l gesunken. 

Mitte Juni war mit einer Chlorophyll a - 

Konzentration von 37 µg/l und einem Biovolumen 

von 15 mm³/l das Maximum der Phytoplanktonentwicklung 

im Jahresverlauf zu verzeichnen. Die 

Sichttiefe halbierte sich im Vergleich zum Klarwasserstadium 

im Mai von 2.5 m auf 1,2 m (Abbildung 

30). Die Phytoplanktonbiomasse bestand 

jetzt etwa je zur Hälfte aus Kieselalgen und Grünalgen 

(Abbildung 29). Bei den Grünalgen handelte 

es sich hauptsächliche um koloniebildende Vertreter, 

vor allem Coelastrum astroideum und Oocystis 

spp. Innerhalb der Kieselalgen dominierte die kettenbildende 

Art Aulacoseira granulata Der anorganische 

Phosphor war jetzt nahezu aufgezehrt. Eine 

deutliche thermische Schichtung mit einer Sprungschicht 

zwischen 6 und 10 m hatte sich ausgebildet. 

Das Hypolimnion war bereits vollständig 

sauerstoff- und nitratfrei, und deutlicher Schwefelwasserstoffgeruch 

im Tiefenwasser zeigte Desulfurikation 

an. Ammonium, Phosphat und 

Hydrogenkarbonat als Abbauprodukte der sedimentierten 

Biomasse hatten sich stark angereichert. 

Im August sank das Phytoplanktonbiovolumen im 

vergleich zum Vormonat auf 5,9 mm³/l bei gleichzeitiger 

Verdopplung der Chlorophyll – a Konzentration 

auf 73 µg/l. Diese gegenläufige Entwicklung 

wurde durch den Dominanzwechsel von Kieselalgen 

und Grünalgen hin zu Cyanobakterien verursacht, 

die nun nahezu 100 % des Biovolumens 

ausmachten. Dominant waren die zur Stickstofffixierung 

befähigten Anabaena planctonica und 

Anabaena circinalis sowie Microcystis sppabaena 

spp. Die Sprungschicht hatte sich im Juli weit in 

die Tiefe verlagert (sichtbar an dem zweistufigen 

Temperatursprung), und nährstoffreiches Tiefenwasser 

wurde ins Epilimnion eingemischt. Der 

Gesamtphosphor hatte weiter zugenommen 

(0,16 mg/l P). Das N/P-Verhältnis sank auf 8, so 

das Stickstoff nun zum potenziell limitierenden 


Faktor für das Algenwachstum angenommen werden 

kann. Im Tiefenwasser zeigte starker H2S- 

Geruch, eine Sulfatabnahme um 10 mg/l und eine 

starke Zunahme der Konzentrationen von Ammonium 

(5,3 mg/ N ) und Hydrogenkarbonat 

(290 mg/l) intensive Abbauprozesse mit Desulfurikation 

an. Die Ammoniumkonzentrationen waren 

auf über 5 mg/l N gestiegen. Der Anstieg der 

Phosphormenge im See deutet auf P-Freisetzung 

aus dem Sediment, die PO4-P-Konzentrationen im 

Tiefenwasser lagen mit jetzt 2,3 mg/l P sehr hoch. 

Im September wurde das Phytoplankton weiterhin 

zu mehr als 90% von Cyanobakterien dominiert. 

Vertreter der Gattung Microcystis stellten jetzt 

80 % des Gesamtbiovolumens von 12 mm³/l 

(51 µg/l Chlorophyll a). Die Gesamtphosphorgehalte 

waren weiter stark angestiegen (0,25 mg/l P), 

das N/P-Verhältnis betrug jetzt 4,4. Die Sprungschicht 

hatte sich wieder stabilisiert und lag zwischen 

9 und 10 m. H2S-Geruch wurde nun schon 

bei 10 m Wassertiefe festgestellt. Die Ammonium- 

Konzentration hatte im Tiefenwasser jetzt einen 

Wert von über 8 mg/l N erreicht, und das Hydrogenkarbonat 

war auf über 300 mmol/l angestiegen. 

Zooplankton spielte im Großen Eutiner See zu den 

Untersuchungszeitpunkten kaum eine Rolle. Insbesondere 

Cladoceren, deren größere Formen 

einen begrenzenden Einfluss auf das Phytoplanktonwachstum 

haben können, wurden kaum gefunden. 

Insgesamt ist der Stoffumsatz im großen Eutiner 

See durch intensive Produktion mit sommerlichen 

Sichttiefen meist unter einem Meter und sehr intensiven 

Zehrungsprozessen in der Tiefenzone 

geprägt. Die Phosphorkonzentrationen nahmen 

zwar zunächst geringfügig ab, stiegen dann aber 

in ähnlicher Größenordnung wie im Sibbersdorfer 

See bis zum Herbst hin stark an. Im Großen Eutiner 

See zeigten im Gegensatz zum Sibbersdorfer 

und Stendorfer See die starke Sauerstoffzehrung 

und die stete Akkumulation von Abbauprodukten 

im Tiefenwasser (Phosphat, Ammonium, Schwefelwasserstoff), 

dass das Hypolimnion an der tiefsten 

Stelle des Sees den ganzen Sommer über nicht 

durchmischt wurde (geschichteter See, Typ 10 

WRRL). Die sommerliche Zunahme von Phosphor 

im Epilimnion, die durch die Verlagerung der 

Sprungsschicht in die Tiefe bewirkt wurde, charakterisiert 

den Großen Eutiner See jedoch eher als 

einen ungeschichteten See vom Typ 11. 

In allen drei Seen war das Nitrat im gesamten 

Wasserkörper sehr schnell aufgezehrt und die Gesamtstickstoffkonzentrationen 

nahmen über den 

Sommer hin deutlich ab. Intensive Schwefelwasserstoffbildung 

führte vermutlich zu Phosphorrück- 

49


lösung aus dem Sediment, während die Desulfurikation 

im Sibbersdorfer See eher gering war. 

Die Zusammensetzung des Phytoplanktons ähnelte 

der des Sibbersdorfer Sees. So war die Phytoplanktongemeinschaft 

im Frühjahr bzw. Frühsommer 

durch die Dominanz von Kieselalgen gekennzeichnet, 

während Cyanobakterien bereits 

Anfang August sowie im September die dominie- 

50 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

0 5 10 15 20 25 


Februar 

0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 


0 5 10 15 20 25 


August 

rende Algengruppe darstellte. Die für geschichtete 

Seen im Sommer oft typischen Dinoflagellaten 

fehlten ebenso wie im Sibbersdorfer See auch im 

Gr. Eutiner See. Diese Verhältnisse in der Dominanzstruktur 

weisen den Gr. Eutiner See als einen 

ungeschichteten See vom Typ 11 nach Mathes et 

al. 2002 aus. Das vermehrte Auftreten von Grünalgen 

im Frühsommer kann als Indiz für einen hohen 

Trophiezustand gewertet werden. 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 


0 5 10 15 20 25 


Juni 

0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 


0 5 10 15 20 25 


September 

Abbildung 27: Tiefenprofile von Temperatur (°C) und Sauerstoff-Sättigung (%) im Großen Eutiner See im Frühjahr und Sommer 

2002; Temperatur ∆ Sauerstoff o

mg/l P 

mg/l P 

µg/l Chl a 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

75 

50 

25 

0 



2002 



2002 



2002 

0 

m Sichttiefe 

1 

2 

3 



2002 


Chlorophyll a (µg/l) und Sichttiefe (m) im Großen Eutiner See 2002 

mg/l N 

mg/l N 

mg/l N 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

10 

1 m 10 m 15 m 

8 

6 

4 

2 

0 




2002 



2002 

51


Bezüglich der Höhe der Biovolumina ist im Großen 

Eutiner See ein deutlich höheres Potenzial zur Bildung 

von Phytoplanktonbiomasse im Vergleich zu 

den nachfolgenden geschichteten Seen zu verzeichnen. 

Es war jedoch niedriger als im Sibbersdorfer 

See. Das Zooplankton war insgesamt von 

untergeordneter Bedeutung. 

52 

mm³/l 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 




11.02. 11.06. 05.08. 12.09. 

2002 

Da die tatsächlichen Stoffeinträge bei diesem See 

schwer abzuschätzen sind, bleibt offen, ob er als 

Phosphorquelle oder –senke für das Schwentine- 

Einzugsgebiet fungiert. 

Abbildung 29: Entwicklung des Biovolumens der dominierenden Phytoplanktongruppen (mm³/l) im Großen Eutiner See 2002 


0,0 

0,5 

1,0 

1,5 

2,0 

2,5 

3,0 

2002 

2003 

J F M A M J J A S O N D J F M A M J J A S O N D 

Abbildung 30: Vergleich der Sichttiefen (m) im Großen Eutiner See 2002 und 2003 

Nach Angaben von Anglern sowie des Fischereibetriebs 

können im Großen Eutiner See Aal, Barsch, 

Brassen, Hecht, Karpfen, Plötze, Schleie, Weißfisch 

und Zander gefangen werden. Genauere 

Angaben zum Fischbestand wurden 2005 erhoben. 

Eine Eutrophierung des Großen Eutiner Sees war 

schon zu Beginn des 19. Jahrhunderts zu beobachten: 

"Allsommerlich überaus starke Cyanophyceenwasserblüten" 

wurden von THIENE- 

MANN (1922) bereits für die 1910er Jahre für den 

Großen Eutiner See beschrieben. Die Sauerstoff-

sättigung im unteren Hypolimnion lag in jener Zeit 

jedoch noch meist über 18 %, also deutlich höher 

als heute. 

Sichttiefen und Temperatur- und Sauerstoffverhältnisse 

im Großen Eutiner See wurden von Mai 

bis November 1993 von HARBST (1993) im Auftrag 

des Landesamtes für Wasserhaushalt und 

Küsten untersucht. Der See wies bereits im Mai 

eine ausgeprägte Temperaturschichtung und eine 

nahezu sauerstofffreies Hypolimnion auf. Die 

Sichttiefen lagen in der Vegetationsperiode 1993 

mehrfach über 2,5 m, die maximale gemessene 

Sichttiefe betrug 3,75 m. In der Vegetationsperiode 

2002 betrug die maximale Sichttiefe 2,5 m, 

2003 sogar nur 2,25 m. Ob diese Verschlechterung 

der Sichttiefen signifikant ist oder durch 

1993 günstigere meteorologische Einflüsse bedingt, 

lässt sich nicht eindeutig sagen. Auf Grund 

der Ausdehnung der Unterwasservegetation lässt 

sich eher eine Zunahme der mittleren Sichttiefen in 

den letzten Jahren vermuten. 


Die tierische Besiedlung des Sedimentes im Großen 

Eutiner See wurde im Auftrag des Landesamtes 

von OTTO (2002) untersucht. Die folgenden 

Ausführungen sind seinem Bericht entnommen. 

Das Makrozoobenthos des großen Eutiner Sees 

wurde an zwei Transekten, eines von der tiefsten 

Stelle nach Süden, das andere im westlichen 

Hauptbecken nach Südosten reichend, untersucht. 

Insgesamt wurden 56 Taxa, davon 18 

Zuckmückenlarven- und zwölf Weichtierarten (vier 

nur als Schalenfunde) bestimmt. Unterhalb von 

5 m Wassertiefe dominierten an beiden Stellen 

Arten, die für die Tiefenzone typisch sind. 

Die Uferzone wurde an beiden Stellen von der 

Zuckmückenlarve Cladotanytarsus sp. beherrscht, 

die mit Dichten bis über 7.100 Ind./m² vorkam. 

Wenigborster waren ebenfalls in der Uferzone in 

hohen Zahlen vertreten. Diese Gruppe war auch in 

der Tiefenzone beider Stellen in hohen Dichten zu 

finden und gehörte zu den dominierenden Taxa. 

Zuckmückenlarven der Chironomus plumosus- 

Gruppe waren mit Ausnahme der tiefsten Stelle im 

Transekt 1 überall im Profundal vertreten, erreichten 

jedoch nur geringe Dichten (max. 444 

Ind./m 2 ). 

Im östlichen Probetransekt traten vereinzelt bis zur 

größten Tiefe für die Uferzone typische Arten auf, 

sowohl der Bachflohkrebs Gammarus pulex nach 

FITTKAU et al. (1992) als auch die Zuckmücken- 


larve Stictochironomus sp. sind nach WILSON 

(1996) Anzeiger für mesotrophe Gewässer im 

Litoral. Weiterhin wurden dort Büschelmückenlarven 

Chaoborus flavicans in größerer Dichte (2.020 

Ind./m 2 in 9 m Tiefe) gefunden. 

Hohe Dichten der Büschelmückenlarve (6.689 

Ind./m 2 ) beschreibt auch LUNDBECK (1926). Ebenso 

die von LUNDBECK festgestellten Dichten 

der Ch. plumosus bewegen sich in diesem Bereich. 

LENZ (1931) beschreibt ebenfalls für den Großen 

Eutiner See (Probenahmetiefe: 10 m) hohe Dichten 

an Chaoborus-Larven und Tubifiziden, während bei 

den Zuckmückenlarven nur überwiegend Tanypus 

gefunden wurde und Vertreter der Chironomusplumosus-Gruppe 

nur in geringerer Dichte gefangen 

wurden. 

Der Große Eutiner See ist aufgrund der hohen 

Dichte der Büschelmücke und der Präsenz der C. 

plumosus-Gruppe in fast allen Tiefen der Tiefenzone 

nach THIENEMANN (1922) als eutropher C. 

plumosus-See zu beurteilen. LUNDBECK (1926), 

der bei den Dichten von Chaoborus und Chironomus 

plumosus zu sehr ähnlichen Individuendichten 

kam, gelangte zu derselben Einordnung. 

Das Sediment des Großen Eutiner Sees, das 1997 

untersucht wurde, war an der tiefsten Stelle 

weich, graubraun und ohne Geruch, die Schwefelwasserstoffbildung 

scheint also gering. Dies 

kommt auch in den relativ geringen Schwefelkonzentrationen 

in der Fraktion < 20 m zum Ausdruck 

(8900 mg S/g TS), widerspricht aber der in 

dieser Untersuchung festgestellten intensiven 

Desulfurikation im Tiefenwasser. 


Die Fissauer Bucht ist Teil des FFH-Gebietes „Gebiet 

der Oberen Schwentine“, dass seit 2004 als 

FFH-Gebiet gemeldet worden ist. 


eine Berufsfischerin. 

Die größere der beiden Inseln, die "Fasaneninsel", 

ist bebaut und in Privatbesitz. Das Betreten der 

erlenbestandenen "Liebesinsel" dagegen ist verboten, 

da hier noch Munitionsreste vermutet werden. 

Die Beschreibung der Ufernutzung ist STUHR 

(2002) entnommen. Im Südwesten grenzt die 

Stadt Eutin an den See, am östlichen Ende des 

Sees befindet sich die kleine Ansiedlung Redderkrug. 

Das Nordufer ist mit Wald bestanden, 

ansonsten sind weite Teile des Südufers sowie der 

Bereich an der Fissauer Bucht von landwirtschaftlichen 

Nutzflächen geprägt. Der See ist, 

53


abgesehen von einzelnen Teilstrecken im Westen, 

fast rundum von einem meist ufernah geführten 

Wanderweg umgeben, von dem aus insbesondere 

in den siedlungsnahen Bereichen zahlreiche Uferzugänge 

durch Trittstellen gekennzeichnet sind. 

Das mittlere Südufer ist durchgehend mit Steinen 

befestigt. 

Westlich der Fissauer Bucht gibt es ein Freizeitgelände 

mit Badeanstalt. Daneben gibt es eine kleine 

Badestelle am Ostufer sowie direkt nördlich von 

Eutin an der Fissauer Bucht eine kleine Badestelle 

mit Schwimmplattform und Sitzgelegenheiten im 

Röhricht. Stege und Steganlagen sind vor allem 

vor den Siedlungsbereichen Eutin und Redderkrug 

sowie dem Freizeitgelände zahlreich. Der Große 

Eutiner See wird von Fahrgastschiffen befahren. 

Das Einzugsgebiet des Sees wird fast zur Hälfte 

der Fläche (48 %) landwirtschaftlich, davon über 

62 % als Acker, genutzt. 11 % sind Wasserflächen, 

etwa 12 % sind Siedlung. Der Waldanteil ist 

mit knapp 24 % des Einzugsgebietes. Die Zahl der 

Großvieheinheiten lag mit durchschnittlich 

54 

0,40 GVE/ha landwirtschaftlich genutzter Fläche 

recht niedrig. 

Abwasser erhält der Große Eutiner See aus 11 

überwiegend mit Nachklärteich ausgerüsteten 

Hauskläranlagen mit insgesamt 110 Einwohnergleichwerten 

aus Zarnekau. 






den Großen Eutiner See grob abgeschätzt (Abbildung 

31 und Tabelle 6 ). Dabei wird davon ausgegangen, 

dass die Schwentine keinen nennenswerten 

Einfluss auf die Einträge in das Hauptbecken 

hat. Auch der Einfluss des Kleinen Eutiner Sees, 

der in den Großen Eutiner See entwässert, aber 

schwer einzuschätzen ist, muss außer Acht gelassen 

werden. 

Tabelle 6: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Großen Eutiner See aus verschiedenen Quellen (Abschätzung gemäß Kapitel 





Acker 722 0,5 361 20 14.440 

Grünland 450 0,2 90 10 4.500 


Moor 0 0,2 0 10 0 

Wald 578 0,05 29 7 4.046 

Siedlung 294 0,8 221 13 3.822 

Andere Nutzung 120 0,1 6 10 1.200 

Summe 2.428 800 28.430 

Niederschlag 218 0,15 33 12 2.616 




Klärteiche Zarnekau 6.000 2,5 15 40 240 

Haus-KAs Zarnekau 6.022 8 48 80 482 

Summe 63 722 

km² Jahresmittelwerte Jahresmittelwerte 


Schwentine 31,94 0 0 0 0 


Summe [kg/a] 896 31.768 


kg/ha a (bezogen auf Landfläche) 0,16 5,2

Abbildung 31: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Großen Eutiner See 

Die Abschätzung der Einträge aus dem Einzugsgebiet 

und durch Niederschlag ergaben insgesamt 

896 kg/a für Phosphor und bei 32 t/a für Stickstoff. 

Hauptquelle für Phosphor und Stickstoff (je 

61 %) ist die landwirtschaftliche Nutzung, die 

Siedlungsentwässerung trägt beim Phosphor zu 

25 %, beim Stickstoff zu 12 % zur Gesamtbelastung 

bei. Die Abwasserbelastung hat mit 

7,1 % beim Phosphor und 2,3 % beim Stickstoff 

einen relativ geringen Anteil. Mit jährlich 0,41 g/ 

P 

E 

= 

L 

∗ 

z (1+ 

T 

W 

T 

W 

) 





P E 

= 

0,41 ∗1,73 

5,1 (1 + 

Wald 

3% 

Siedlung 

25% 

Abwasser 

7% 

1,73) 

Phosphor 

Sonstiges 

4% 

= 0,06 mg/l P 


61% 


im Großen Eutiner See liegt mit 

0,06 mg/l Phosphor unter dem tatsächlichen Wert 

von 0,08 mg/l P. Ursachen können zum einen eine 

Unterschätzung der Einträge, zum anderen eine 

Phosphorrücklösung aus dem Sediment sein. Für 

eine Phosphorrücklösung sprechen die Hinweise 

auf intensive Zehrungsprozesse im Tiefenwasser 

mit völligem Sauerstoff- und Nitratschwund, intensiver 

Desulfurikation und starker Zunahme der 

Phosphatkonzentrationen im Tiefenwasser im August 

und September. Vermutlich wurden aber bei 

diesem See auch die Einträge unterschätzt, da der 

bei Rückstau stattfindende Einstrom von Schwentinewasser 

nicht berücksichtigt werden konnte. 

Bei der vom LANU (2005, unveröff.) für das 

Wald 

13% 

Siedlung 

12% 

Sonstiges 

12% 

Abwasser 

2% 

Stickstoff 


61% 


m 2 Seefläche Phosphor ist die abgeschätzte Flächenbelastung 

des Großen Eutiner Sees noch relativ 

gering. 

Anhand der ermittelten Phosphoreinträge lässt 

sich nach VOLLENWEIDER & KEREKES (1980) 

unter Einbeziehung der Seebeckengestalt und des 

Wasseraustausches die zu erwartende Phosphor- 

Konzentration im See abschätzen: 

Schwentinesystem aufgestellten Bilanz wurde 

abgeschätzt, dass im Großen Eutiner See die Festlegung 

in etwa die P-Freisetzung ausgleicht. 

Eine weitere Nährstoffquelle sind die Gänse am 

Großen Eutiner See. Es ist jedoch schwer, diesen 

Nährstoffpfad zu quantifizieren. In Annahme, dass 

sich im Mittel ca. 150 Vögel im Jahr täglich am 

See befinden (KOOP 2005, persönliche Mitteilung), 

und von einer Weidegans eine Phosphorbelastung 

von 0,21 kg/a P ausgeht (REGIERUNG 

VON MITTELFRANKEN 2004), ergibt sich durch 

die Nährstoffausscheidungen eine Belastung von 

ca. 32 kg/a P. Dabei ist jedoch zu bedenken, dass 

viele Gänse die Pflanzen im See fressen und es 

sich somit nicht um einen Nährstoffeintrag, son- 

55


dern höchstens um eine Nährstoffmobilisierung 

handelt. Außerdem gehen andere Autoren von 

geringeren P-Einträgen durch Wildgänse aus 

(TAPPENBECK & RASCHEWSKI 1993). Die Gänse 

sind daher mit maximal 3 % des Gesamtphosphoreintrages 

für den Großen Eutiner See als geringe 

Nährstoffquelle einzustufen. 

Bewertung 

Der Große Eutiner See hat mit seinem verhältnismäßig 

kleinen Einzugsgebiet (ohne Schwentine) 

gute Voraussetzungen für einen relativ nährstoffarmen 

Zustand. Die Abschätzung der jährlichen 

Phosphorbelastung ergab mit 0,41 g/m 2 Seefläche 

nur eine relativ mäßige Belastung, die sich aber 

nicht in einer geringen Trophie widerspiegelt. Ursache 

ist zum einen die interne Düngung aus den 

Sedimenten, die bei den ungünstigen Schichtungsverhältnissen 

die in früheren Phasen abgelagerten 

Nährstoffe besonders leicht in die oberen 

Wasserschichten gelangen lässt. Zum anderen 

kann möglicherweise auch die Belastung durch 

Rückstau der Schwentine, die hier vernachlässigt 

wurde, eine Rolle spielen. 

Insgesamt ist der Stoffumsatz im Großen Eutiner 

See durch stark ansteigende Phosphorkonzentrationen 

im Sommer, intensive Produktion und sehr 

intensive Zehrungsprozesse in der Tiefenzone 

geprägt. Cyanobakterien bestimmen im Hochsommer 

das Bild der Phytoplankton-Gemeinschaft, 

Zooplankton ist insgesamt von untergeordneter 

Bedeutung. Bei den Zehrungsprozessen spielt Denitrifikation 

eine untergeordnete Rolle, da weniger 

Nitrat zur Verfügung steht. Stattdessen findet im 

unteren Hypolimnion, das von der vorübergehenden 

Auflösung der Schichtung nicht erfasst wird, 

verstärkt Sulfatatmung statt, ein Prozess der wiederum 

zu vermehrter P-Freisetzung führt und darüber 

hinaus durch Schwefelwasserstoffbildung 

das Makrozoobenthos verarmen lässt. Ein verarmtes 

Benthos kann wiederum den Fraßdruck der 

Fische auf das Zooplankton erhöhen und sich dadurch 

weiter negativ auf die Stoffumsätze im See 

auswirken. Insgesamt scheint der Große Eutiner 

See sich in einer Phase zu befinden, in der er eher 

als Phosphor-Quelle denn als Senke für das stromabwärts 

gelegene Einzugsgebiet wirkt. 

Das Röhricht ist durch die Nähe zu Siedlungen und 

durch Fraßschäden durch Wasservögel geprägt 

und weist entsprechende Schädigungen auf. Die 

Unterwasservegetation hat dagegen eine deutliche 

Ausdehnung erfahren, ein Hinweis, dass die Sichttiefen 

im Großen Eutiner See zugenommen, die 

Produktivität abgenommen hat. Insgesamt war die 

Ufervegetation aus floristischer Sicht von mittlerer 

Bedeutung. 

56 

Empfehlungen 

Der potenzielle trophische Zustand des Großen 

Eutiner Sees nach LAWA (1998) ist mesotroph, 

der derzeitige Zustand ist schwach polytroph (p1). 

Um einen guten ökologischen Zustand zu erreichen, 

ist der schwach eutrophe Zustand (e1) 

anzustreben. Dazu müssen die Phosphorfrachten 

um etwa 400 kg P reduziert werden. 

Da sich die Nährstoffeinträge durch das Schmutzwasser 

in den letzten Jahren durch eine Erhöhung 

des Anschlussgrades jedoch verringert haben, ist 

auf eine leichte Erholung des Sees zu hoffen. Das 

Entwicklungsziel wird bei diesem See dennoch 

schwer erreichbar sein. Daher werden für die im 

Folgenden aufgeführten Maßnahmen keine Flächen 

angegeben, sondern diese sind so umfangreich 

wie möglich auszulegen. 

• Da die Siedlungsentwässerung erheblich zur 

Belastung des Großen Eutiner Sees beiträgt, 

sollte geprüft werden, ob die Nährstoffretention 

mit Ausbau oder Verbesserung der Regenwasserreinigung 

optimiert werden könnte. 

Entsprechende Planungen laufen bereits. 

• Eine Aufklärung der Anwohner bezüglich 

Düngung von Gartenflächen, Kompostlagerung, 

Fütterung von Wasservögeln etc. könnte 

angesichts der dicht besiedelten Ufer ebenfalls 

zur Eutrophierungsminderung beitragen. 

• Ufernahe Ackerflächen zwischen Pulverbek 

und Eutin sowie am Kleinen Eutiner See sollten 

wenn irgend möglich stillgelegt werden. 

• Die Grünlandflächen auf Niedermoor an der 

Schwentine zwischen Sibbersdorfer und Großem 

Eutiner See sollten extensiviert oder 

wiedervernässt werden. 

• Pufferstreifen sollten an der Pulverbek sowie 

dem aus dem Truppenübungsplatz kommenden 

Gewässer angelegt werden. 

• Im Nordosten des Sees befindet sich eine 

große Fischteichanlage, die 2004 größtenteils 

abgelassen war. Es sollte geprüft werden, 

ob und wie diese Anlage betrieben wird, 

da hier möglicherweise nährstoffreicher 

Schlamm eingeschwemmt wird. 

• Um die Fraßschäden durch Wasservögel am 

Schilf zu reduzieren, ist es wichtig, störungsfreie 

Äsungsflächen zu finden. Ein entsprechend 

umfangreich angelegtes Projekt hat 

sich deshalb zum Ziel gesetzt, ein ornithologisches 

Managementkonzept zu entwickeln, 

um die Röhrichte der Seen der Holsteinischen 

Schweiz (JENSEN 2005) zu schützen.

Kellersee (2002) 




Gemeinde: Malente, Eutin 




Rechtswerte: 440360 - 441840 

Hochwerte: 599825 - 601480 




Größe des oberirdischen Einzugsgebietes (km²): 148 

Größe des oberirdischen Teileinzugsgebietes (km²): 93,2 








1,4 




Hypolimnion/Epilimnion (m³/m³): 0,8 

Mischungsverhalten: im Sommer stabil geschichtet 

Seetyp 10 

Entstehung 

Die eiszeitliche Entstehung des Kellersees nach 

GRIPP (1953) ist in LANDESAMT FÜR 


HOLSTEIN (1993) dargestellt: Die aus Osten vorstoßende 

Eutiner Gletscherzunge schob das ehemals 

sehr viel größere Becken des Kellersees aus, 

das damals auch den Sibbersdorfer, den Stendorfer 

und den Großen und Kleinen Eutiner See umfasste. 

Der heutige Kellersee entstand durch Abtrennung 

dieser Seen durch weniger mächtige 

Moränen folgender Eisvorstöße. 


Kellersee 

Nachdem die Schwentine den Großen Eutiner See 

passiert hat, durchfließt sie den Kellersee (Abbildung 

33). Sein oberirdisches Einzugsgebiet ist mit 

148 km² dementsprechend umfangreich. Trotz der 

relativ großen Seefläche von 5,5 km² ergibt sich 

daher ein recht großer Umgebungsarealfaktor von 

26. Sein Umgebungsvolumenfaktor ist jedoch 

durch seine Tiefe nur mäßig groß. Die direkte Umgebung 

des Kellersees ist vor allem durch Siedlungen 

(Malente-Gremsmühlen, Fissau, Sielbeck), 

aber auch durch Wald geprägt. Die unversiegelten 

Böden des Einzugsgebiets bestehen überwiegend 

aus Geschiebelehm. 

57

Kellersee 

Dieksee 

Neukirchener 

See 

Malenter Au 

Malente 


0 1 2 3 km 

Sieversdorf-Neukirchener Au 

Krummsee 

Kellersee 

Abbildung 32: Einzugsgebiet des Kellersees 


Kleiner Eutiner 

See 

Kl. Benzer See 

Gr. Benzer See 

Eutin 

Nachdem die Schwentine den Großen Eutiner See 

verlassen hat, durchfließt sie auf 1,5 km den Ort 

Fissau und erreicht dann den Kellersee an seiner 

südöstlichen Bucht. Im Westen zwischen Malente 

und Rothensande verlässt sie den Kellersee (Abbildung 

32). Die in die Malenter Bucht einmündende 

Malenter Au bildet den größten Zufluss. Das 

Hauptbecken des Kellersees wird von der Malenter 

Au aber vermutlich nur wenig beeinflusst. Weitere, 

kleinere Zuflüsse sind der Zulauf aus dem Ukleisee 

58 

Ukleisee 

Großer Eutiner 

See 

Sibbersdorfer 

See 

Sagauer 

See 




Kolksee 

im Nordosten, der Waldfriedengraben ebenfalls im 

Nordosten, der Beutiner Graben im Süden und der 

Krummseegraben im Norden. 

Der Seewasserstand schwankte im Jahresverlauf 

2002 um 51 cm (Abbildung 33). Die theoretische 

Wasseraufenthaltszeit im Kellersee beträgt 1,7 

Jahre bei einer zu Grunde gelegten Abflussspende 

von 10 l/s·km².


24,8 

24,7 

24,6 

24,5 

24,4 

24,3 

24,2 

24,1 


Abbildung 33 : Seewasserstände (m ü.NN) im Kellersee 2002 und 2003 




das langjährige Mittel, insbesondere Januar und 



°C 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

Temperatur 

MW 1961-1990 2002 


2002 2003 

Kellersee 






auszeichnete. 

mm/Mon. 

200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 


MW 1961-1990 2002 




Das buchtenreiche Becken des Kellersees ist mit 

mehreren tiefen Stellen recht unruhig gestaltet. 

Die tiefste Stelle (25,8 m) liegt im südlichen Bereich 

des Hauptbeckens. Die Ufer fallen meist 

mehr oder weniger steil ab (Abbildung 35). 

Der Kellersee weist eine stabile sommerliche Temperaturschichtung 

auf und gehört damit nach 

MATHES et al. 2002 zum Typ 10. Setzt man die 

Mitte der Sprungschicht bei 8 m an, sind Epi- und 

Hypolimnion ungefähr gleich groß. 

59

Kellersee 

Kellersee 

Abbildung 35 : Tiefenplan des Kellersees 

Ufer 

5 

19 

19,6 

10 

11 

18 

19 

20 

20 

21 22 

19 

17,9 

11,2 15 

18 

0 200 400 m 

Die Ufervegetation des Kellersees wurde im Auftrag 

des Landesamtes von STUHR (2002) erfasst. 

Die folgenden Ausführungen sind seinem Bericht 

entnommen. 

Der Kellersee ist fast durchgehend von einem 

schmalen Saum standorttypischer Ufergehölze umgeben, 

der allerdings in den Siedlungsbereichen 

der drei angrenzenden Orte häufig kleinere Lücken 

besitzt. Vorherrschende Gehölzarten sind 

Schwarzerle Alnus glutinosa, Esche Fraxinus excelsior 

und Weiden Salix spp.. Der nach der Roten 

Liste der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig- 

Holsteins (MIERWALD & BELLER 1990) gefährdete 

Wildapfel Malus sylvestris (RL 3) tritt an der 

Wasserlinie auf. Feuchtezeiger treten im Ufersaum 

meist nur nahe der Wasserlinie auf, häufige Arten 

sind Zottiges Weidenröschen Epilobium hirsutum, 

Gewöhnliche Zaunwinde Calystegia sepium, Wasserdost 

Eupatorium cannabinum, Rohrglanzgras 

Phalaris arundinacea, Sumpfsegge Carex acutiformis, 

Gewöhnlicher Gilbweiderich Lysimachia vulgaris 

u.a.. Am mittleren Ostufer sowie am östli- 

60 

2 3 

7 

8 

13 

15 

18 

14 

19 

20 

20 

16 

21 

20 

22,1 

22 

20,5 

5 

15 

10 

17 

20 

23 

24 

25,7 

21 

22 

23 

25 

23 

15 

10 

6 

chen Nordufer finden sich im Wald in Ufernähe 

Quellbereiche mit vermehrtem Auftreten von Bitterem 

Schaumkraut Cardamine amara und Gegenblättrigem 

Milzkraut Chrysosplenium oppositifolium. 

Bruch- bzw. Sumpfwälder finden sich an mehreren 

Stellen mit Ausnahme des Nordufers, so im Bereich 

der Malenter Bucht im Südwesten und am 

nördlichen Ostufer, im Bereich der Fissauer Bucht 

gibt es zwei kleinere Flächen. Dominierende 

Gehölzarten sind Schwarzerle, z.T. aber auch Esche, 

und verschiedene Weidenarten Salix spp.. 

Bezeichnende Arten der Krautschicht sind u.a. 

Sumpfsegge Carex acutiformis, Bittersüßer Nachtschatten 

Solanum dulcamara, Sumpflabkraut Galium 

palustre, Gewöhnlicher Gilbweiderich Lysimachia 

vulgaris, Sumpfschwertlilie Iris pseudacorus, 

Sumpfreitgras Calamagrostis canescens, Wasserminze 

Mentha aquatica, Hopfen Humulus lupulus, 

Wasserdost Eupatorium cannabinum u.a.. In einer 

Fläche trat als gefährdete Art der Fieberklee Menyanthes 

trifoliata (RL 3) auf. Als floristische Besonderheit 

existiert in einer nassen Senke landseitig 

des ufernahen Wanderweges am nördlichen

Ostufer ein über 1 ha großer Bestand der stark 

gefährdeten Binsenschneide Cladium mariscus (RL 

2). Recht häufig tritt außerdem der gefährdete 

Sumpffarn Thelypteris palustris (RL 3) auf. 

Artenreiches Feuchtgrünland findet sich nur auf 

einer kleinen Fläche im Nordosten sowie als Brachestadium 

im Bereich der Landzunge am 

Schwentineabfluss. Beide Flächen weisen hohe 

Anteile von Sauergräsern auf, auf der Brache 

scheint sich überdies Schilf Phragmites australis 

auszudehnen. Im Südwesten südlich der Schwentine 

existiert ein durch Überstauung von Grünland 

entstandenes, mehrere Hektar großes Feuchtgebiet, 

in dem offene Wasserflächen, ausgedehnte 

Röhrichte und im Randbereich auch Gehölzflächen 

eng miteinander verzahnt sind. 

Ein Röhrichtgürtel ist auf knapp zwei Drittel der 

Gesamtuferlänge ausgebildet. Die größten geschlossenen 

Vorkommen finden sich vor den 

bewaldeten Ufern im Norden, Osten und Süden. 

Im Siedlungsbereich von Malente, Sielbeck-Uklei 

und Fissau sind die Röhrichte meist nur lückig oder 

inselhaft entwickelt. Hauptbestandsbildner ist 

Schilf Phragmites australis, vereinzelt dominiert 

aber auch die Seebinse Schoenoplectus lacustris, 

die neben eigenen Beständen streckenweise den 

Schilfröhrichten seewärts vorgelagert sind. Nur 

kleine Beständen bilden Schmal- und Breitblättriger 

Rohrkolben Typha angustifolia, T. latifolia, Kalmus 

Acorus calamus, Aufrechter Igelkolben Sparganium 

erectum und Sumpfsegge Carex acutiformis. 

Der Röhrichtgürtel ist durchschnittlich 10 m breit, 

vor einigen bewaldeten Ufern werden auch 15 bis 

20 m, vereinzelt auch bis 30 m, erreicht. Schilf 

wie Seebinse wachsen i.d.R. bis zu einer Wassertiefe 

von etwa 1 m, vereinzelt aber auch bis 1,4 m 

bzw. 1,5 m. Am Ostufer in der Sielbecker Bucht 

finden sich seewärtig bis 1 m Wassertiefe auf 

größeren jetzt vegetationsfreien Flächen Rhizomreste. 

Ein Rückgang der Röhrichtbestände wurde 

bereits 1983 beobachtet (LW 1993), er scheint 

seit dem weiter fortgeschritten zu sein. Die Ursachen 

sind vielfältig, wie bei den meisten Seen des 

Plöner Gebietes spielte beim Rückgang aber vermutlich 

die Erholungsnutzung eine große Rolle, 

während der Fraß durch Wasservögel die Wiederausbreitung 

verhindert. 

Größere Bestände von Schwimmblattpflanzen 

kommen vor allem am Westufer vor, kleinere Vorkommen 

finden sich vereinzelt am Nordufer sowie 

in zwei Buchten des waldbestandenen Südufers. 

Dominierende Art ist die Gelbe Teichrose Nuphar 

lutea. In den größeren Beständen, die bis etwa 

0,5 ha Flächenausdehnung erreichen, tritt meist 

auch die Weiße Seerose Nymphaea alba auf. Beide 

Arten erreichen Siedlungstiefen von max. 2 bzw. 

1,6 m. Als weitere Schwimmblattart bildete der 

Wasserknöterich Polygonum amphibium am nördlichen 

Westufer und am mittleren Südufer einzelne 

Kellersee 

mittelgroße Bestände bis etwa 1,5 m Wassertiefe 

aus. 

Unterwasserpflanzen kommen in allen Bereichen 

des Ufers in mehr oder weniger gut ausgeprägten 

Beständen bis 3 m, vereinzelt auch über 4 m Wassertiefe 

vor. Sie sind wesentlich durch das Kammlaichkraut 

Potamogeton pectinatus geprägt, das 

meist Wassertiefen bis 2 m besiedelt. Insgesamt 

wurde 12 Arten an Unterwasserpflanzen gefunden, 

davon zwei Armleuchteralgen-Arten. Drei der 

gefundenen Arten waren als gefährdet eingestuft. 

Im flacheren Wasser häufig war der Sumpfteichfaden 

Zannichellia palustris. In Wassertiefen 

von etwa 2,5 bis über 3 m dominierten vielfach 

Bestände des stark gefährdeten Stachelspitzigen 

Laichkrauts Potamogeton friesii (RL 2) und des 

gefährdeten Zwerglaichkrauts Potamogeton pusillus 

(RL 3). Weitere, relativ häufige Arten waren 

das Durchwachsene Laichkraut Potamogeton perfoliatus 

und der Spreizende Wasserhahnenfuß 

Ranunculus circinatus, die bis maximal 3,5 m 

Wassertiefe auftraten. Nur verstreut fanden sich 

Krauses Laichkraut Potamogeton crispus und die 

Kanadische Wasserpest Elodea canadensis, die 

vermehrt im Westteil des Sees in der Malenter 

Bucht gefunden wurde. Vor dem Mündungsbereich 

der Malenter Au trat im See der Einfache 

Igelkolben Sparganium emersum bis in 2,5 m 

Wassertiefe auf. Zerstreut in verschiedenen Uferbereichen, 

dabei vereinzelt bis 3,1 m Wassertiefe, 

siedelte die Schwanenblume Butomus umbellatus, 

das Rauhe Hornblatt Ceratophyllum demersum 

fand sich nur in einer Bucht am Nordufer. Armleuchteralgen 

fanden sich in fast allen Uferabschnitten, 

aber nur in vereinzelten Exemplaren 

bzw. kleinen Beständen, die in keinem Fall flächigen 

Charakter hatten. Es handelte sich fast ausschließlich 

um die gefährdete Gegensätzliche Armleuchteralge 

Chara contraria (RL 3; GARNIEL & 

HAMANN 2002), in einem Fall trat auch die Zerbrechliche 

Armleuchteralge Chara globularis auf. 

Die Unterwasservegetation scheint sich in ihrer 

Ausdehnung seit den 80er Jahren (LANDESAMT 


SCHLESWIG-HOLSTEIN 1993) nur wenig verändert 

zu haben. Unterschiede in der Artenzusammensetzung 

gab es vor allem bei den Laichkräutern: 

Potamogeton pusillus und P. friesii haben 

sich ausgedehnt, P. lucens wurde 2001 nicht 

mehr gefunden. Ebenso war das Ährige Tausendblatt 

Myriophyllum spicatum, das 1983 im Kellersee 

gefunden wurde, nicht mehr vorhanden. 

In vielen Uferbereichen traten z.T. auch größere 

Polster fädiger Grünalgen auf. 

Insgesamt ist am Kellersees die Ufervegetation 

oberhalb der Wasserlinie in weiten Bereichen 

durch die anliegenden Siedlungen geprägt. Uferbefestigungen, 

Steganlagen, Badestellen und Bootsstege 

bestimmen hier das Bild. Die Röhrichtbe- 

61

Kellersee 

stände sind in diesen Bereichen entweder völlig 

zurückgegangen oder nur noch sehr lückig bzw. 

inselartig vorhanden. Die in den meisten Bereichen 

recht gut ausgeprägte und verhältnismäßig artreiche 

Unterwasservegetation dagegen kann trotz 

stellenweise vorhandener Störung durch Grünalgenmatten 

als von landesweiter Bedeutung eingestuft 

werden. 

Freiwasser 

Der Kellersee wies 2002 während des gesamten 

Sommers eine gut ausgeprägte, stabile thermische 

Schichtung auf (Abbildung 36). Bei 

Calciumkonzentrationen um 68 mg/l (Frühjahr) war 

der See mit einer Säurekapazität um 3,0 mmol/l 

(Frühjahr) gut gepuffert. Die pH-Werte lagen im 

Oberflächenwasser zwischen 8,3 und 8,8. Die 

elektrische Leitfähigkeit im Oberflächenwasser 

schwankte zwischen 42 und 48 mS/m, und war 

damit im mittleren Bereich (Abbildung 37). 

Die Gesamtphosphorkonzentration war im Frühjahr 

mit 0,13 mg/l P eher hoch. Ob die Gesamtphosphorkonzentration 

zur Frühjahrszirkulation in 

Jahren mit weniger extremen Februar- 

Niederschlägen geringer ist, bleibt zu vermuten. 

Die Stickstoffkonzentrationen lagen mit Frühjahrswerten 

um 1,7 mg/l N im mittleren Bereich. 

Anorganisch gelöster Stickstoff war stets vorhanden, 

während beim anorganisch gelösten Phosphor 

im Sommer nur sehr geringe Konzentrationen gemessen 

wurden. Phosphor stellte damit über die 

längste Zeit des Beobachtungszeitraums den Minimumfaktor 

für das Phytoplanktonwachstum dar. 

Im Februar war der Kellersee vollständig durchmischt 

und der Sauerstoffhaushalt war mit knapp 

100 % nahezu ausgeglichen (Abbildung 38). Der 

Gesamtphosphor lag fast gänzlich als gelöstes 

Phosphat vor, und der Gesamtstickstoff bestand 

zum größten Teil aus gelöstem Nitrat. Das Biovolumen 

des Phytoplanktons war zu dieser frühen 

Jahreszeit mit 0,35 mm³/l (2,4 µg/l Chlorophyll a, 

Sichttiefe: 3,1 m) noch sehr gering. Es bestand 

überwiegend aus Cryptophyceen (Rhodomonas 

sp.) sowie aus solitären centrischen Kieselalgen 

(SPETH & SPETH, 2002). 

Im Juni hatte sich eine thermische Schichtung mit 

einer Sprungschicht zwischen 5 und 8 m ausgebildet. 

Das Phytoplankton-Biovolumen war mit 

0,95 mm³/l (Chlorophyll a: 11 µg/l, Sichttiefe: 

2,9 m) relativ gering. Die hohe Sauerstoffsättigung 

von 130 %, der nahezu vollständige Verbrauch 

des gelösten Phosphats und die deutliche Abnahme 

des Nitrats im Oberflächenwasser weisen aber 

deutlich auf die Produktivität des Phytoplanktons 

hin. Die Phytoplanktongemeinschaft wurde zu 

diesem Zeitpunkt von Grünalgen dominiert, wobei 

koloniebildende Vertreter der Gattung Coelastrum 

62 

gegenüber besser fressbaren einzelligen Arten 

überwogen. Blaualgen (überwiegend Anabaena 

spp.) erreichten einen Anteil von 16 % am Gesamtbiovolumen. 

Zooplankter waren nur in geringen 

Abundanzen vorhanden. Unterhalb der 

Sprungschicht wurde ein Sauerstoffschwund 

sichtbar, die Sättigung erreichte bei 12 m Tiefe 

50 %, in der unteren Wasserschicht bei 25 m war 

jedoch noch 14 % Sättigung vorhanden. Eine Nitratzehrung 

war noch nicht sichtbar. 

Im Juli hatte sich die Sprungschicht in die Tiefe 

verlagert, sie lag jetzt zwischen 12 und 13 m 

Wassertiefe. Die Phytoplanktonbiomasse erreichte 

mit einem Biovolumen von 0,92 mm³/l und einer 

Chlorophyll a -Konzentration von 8,8 µg/l (Sichttiefe 

2,1 m) ein ähnlich niedriges Niveau wie im 

Vormonat. Es dominierten Dinoflagellaten (Ceratium 

sp., 67 %) und Cryptophyceen (21 %), beides 

begeißelte, bewegliche Formen. Im Zooplankton 

erlangten Rädertiere eine etwas größere Dichte, 

auch der Wasserfloh Bosmina coregoni wurde nun 

in etwas höherer Individuenzahl gefunden. Der 

Gesamtstickstoff, vor allem der Nitratanteil, hatte 

im Oberflächenwasser deutlich abgenommen. Im 

Tiefenwasser waren Zehrungsprozesse zu beobachten. 

Das Hypolimnion war vollständig sauerstofffrei, 

Nitrat war zwar noch vorhanden, sehr 

hohe Nitritkonzentrationen (über 0,2 mg/l N) waren 

jedoch ein Hinweis für die intensive Denitrifikation. 

Abbauprodukte wie Hydrogenkarbonat, 

Phosphat und Ammonium hatten sich aber nur in 

vergleichsweise mäßigen Konzentrationen angereichert. 

Im September hatte sich die Sprungschicht wieder 

in die oberen Wasserschichten zwischen 4 und 

9 m verlagert, war aber weniger scharf ausgeprägt. 

Die Phytoplanktonbiomasse verzeichnete im 

Vergleich zum Vormonat mit einem Biovolumen 

von 7,6 mm³/l (33 µg/l Chlorophyll a, 1,4 m Sichttiefe) 

einen deutlichen Zuwachs. Zu dieser hohen 

Phytoplanktonbiomasse trugen hauptsächlich Dinoflagellaten 

(Ceratium spp.) mit 53%, und Cyanobakterien 

mit 45 % (Microcystis spp., Aphanizomenon 

spp.) bei. Rädertiere waren noch immer 

vergleichsweise häufig, größere Zooplankter erreichten 

hingegen nur noch geringe Individuendichten. 

Der Gesamtphosphor im Oberflächenwasser 

nahm deutlich zu. Diese Zunahme wurde durch 

Einmischung von P-reichen Wasser durch vorübergehende 

Verlagerung der Sprungschicht oder 

durch phosphorreicheres Schwentinewasser verursacht. 

Nitrat war im Oberflächenwasser jetzt fast 

völlig aufgezehrt, möglicherweise ein Grund für 

das Erscheinen der zur Fixierung von Luftstickstoff 

befähigten Aphanizomenon-Arten. Im unteren 

Bereich der Sprungschicht (bei 10 m) war noch 

Nitrat vorhanden, ein kleiner Nitritpeak 

(0,06 mg/l N) zeigt Denitrifikation an. Im Tiefenwasser 

war das Nitrat durch Denitrifikation völlig 

aufgebraucht, und Schwefelwasserstoffgeruch

zeigte, dass Desulfurikation eingesetzt hatte. 

Ammonium und Phosphat hatten sich weiter angereichert. 

Beim Vergleich des Kellersees mit dem Großen 

Eutiner See hinsichtlich der Entwicklung und Zusammensetzung 

des Phytoplanktons fällt neben 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 50 100 150 

0 

5 

10 

15 

20 

25 


0 5 10 15 20 25 


Februar 

0 50 100 150 

0 

5 

10 

15 

20 

25 


0 5 10 15 20 25 


Juli 

Kellersee 

dem geringeren Biovolumen im Jahresverlauf die 

geringe Präsenz von Diatomeen im Frühsommer im 

Kellersee auf. Während das Phytoplankton im 

Großen Eutiner See ab Juli von Cyanobakterien 

dominiert wird, treten diese im Kellersee erst im 

September auf. Die ab Juli im Kellersee verstärkt 

auftretenden Dinophyceen fehlen hingegen im 

Großen Eutiner See. 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 50 100 150 

0 

5 

10 

15 

20 

25 


0 5 10 15 20 25 


Juni 

0 50 100 150 

0 

5 

10 

15 

20 

25 


0 5 10 15 20 25 


September 

Abbildung 36: Tiefenprofile von Temperatur (°C) und Sauerstoff-Sättigung (%) im Kellersee in 2002; 


63

Kellersee 

mg/l P 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0,0 


Feb Jun Jul Sep 

2002 

0 

1 

2 

3 

4 

Feb Jun Jul 

2002 

Sep 


Chlorophyll a (µg/l) und Sichttiefen (m) im Kellersee 2002 

64 

mg/l P 

µg/l Chl a 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0,0 

40 

30 

20 

10 

0 



2002 



2002 

m Sichttiefe 

mg/l N 

mg/l N 

mg/l N 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

1 m 10 m 24 m 



Feb Jun Jul 

2002 

Sep 


Feb Jun Jul 

2002 

Sep

mm³/l 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Cyanobakterien Cryptophyceae Bacillariophyceae 

Chlorophyceae Dinophyceae Sonstige 

11.02. 03.06. 22.07. 10.09. 

2002 

Abbildung 38: Entwicklung des Biovolumens der dominierenden Phytoplanktongruppen (mm³/l) im Kellersee 2002 

Nach Auskunft von Anglern kann man im Kellersee 

Aal, Barsch, Brassen, Hecht, Karpfen, Plötze, Rotfeder, 

Rutte, Schleie und Zander fangen. Außerdem 

werden Maränen eingesetzt. Genauere Angaben 

zur Fischfauna liegen für den Kellersee nicht 

vor. 

Insgesamt zeigte der Kellersee mit vergleichsweise 

geringen Phytoplanktondichten und verhältnismäßig 

spätem Auftreten von Cyanobakterien, 

einem nicht allzu früh einsetzendem Sauerstoff- 

und Nitratschwund im Tiefenwasser mit moderater 

Anreicherung von Phosphor und Ammonium einen 

sehr viel ausgeglicheneren Stoffhaushalt als die 

oberhalb liegenden Seen. Im Gegensatz zum Großen 

Eutiner See mit seinen ungünstigen Schichtungsverhältnissen 

nahmen die Phosphorwerte im 

Oberflächenwasser über den Sommer hin deutlich 

ab. Durch die vergleichsweise günstigen Schichtungsbedingungen 

im Kellersee (lange Schichtungsdauer, 

relativ großes Hypolimnion) können 

die zufließenden Phosphorfrachten hier effektiv 

verringert werden und der See wirkt als Phosphorfalle 

für das Schwentinesystem. Negativ zu bewerten 

ist lediglich das verstärkte Auftreten der 

Dinoflagellaten im Herbst und das Fehlen größerer 

Zooplanktonarten, die einen kontrollierenden Einfluss 

auf das Phytoplankton ausüben könnten. 

Der Kellersee wurde von THIENEMANN (1922) 

bereits zwischen 1918 und 1924 untersucht. 

Sauerstoff war in jenem Zeitraum auch gegen 

Ende der Sommerstagnation im unteren Hypolimnion 

(mit einer Ausnahme) noch vorhanden und 

Kellersee 

die Sättigung lag über 10 %, der Sauerstoffhaushalt 

war also wesentlich ausgeglichener als 

heute. 1988 untersuchten MAKULLA & SOMMER 

(1993) Phytoplankton und Nährstoffverhältnisse 

im Kellersee. Die Gesamtphosphorkonzentration 

schien mit Werten zwischen 0,05 und 0,22 mg/l P 

zur damaligen Zeit selbst bei Einbeziehung möglicher 

methodischer Unterschiede in der Analytik 

deutlich höher als heute zu liegen. Am deutlichsten 

jedoch war der Unterschied beim Nitrat: während 

2002 an allen vier Beprobungstagen die Nitratkonzentrationen 

unter 1 mg/l N lagen (0,05 bis 

0,95 mg/l N), wurden 1988 stets Werte über 

1 mg/l N gemessen (1,15 – 1,69 mg/l N). Das 

Phytoplankton setzte sich 1988 bis zum Klarwasserstadium 

im Mai aus Kieselalgen zusammen, die 

im Februar 2002 bei geringen Kieselsäurekonzentrationen 

nur in geringen Abundanzen auftraten. 

Durch den milden Winter 2001/2002 setzte die 

Kieselalgenblüte in den stromaufwärts liegenden 

Seen wahrscheinlich früher ein, so dass der Kellersee 

nur noch geringe Mengen an Kieselsäure aus 

der Schwentine erhielt. 

Sichttiefen sowie Temperatur- und Sauerstoffverhältnisse 

im Kellersee wurden von Mai bis November 

1993 von HARBST (1993) im Auftrag des 

Landesamtes für Wasserhaushalt und Küsten untersucht. 

Die Sauerstoffverhältnisse im Hypolimnion 

waren ähnlich wie 2002: kontinuierliche 

Abnahme ab Juni und vollständige Sauerstofffreiheit 

im Hypolimnion im Juli. Die 2002 an den 

vier Beprobungstagen gemessenen Sichttiefen 

lagen mit 1,4 m Minimum und 3,1 m Maximum 

65

Kellersee 

deutlich unter den 1993 gemessenen Werten. 

1993 wurden an 3 von 7 Tagen Sichttiefen von 

6 m und mehr gemessen, das Minimum betrug 

2,85 m. 

Der Kellersee war zu Beginn des 20. Jahrhunderts 

also sehr viel nährstoffärmer, Ende der 1980er 

Jahre war seine Trophie jedoch bedeutend höher 

als zum jetzigen Zeitpunkt, während die 1993 

durchgeführten Untersuchungen bereits auf eine 

Verringerung der Trophie hindeuten. 


Die tierische Besiedlung des Sedimentes im Kellersees 

wurde im Auftrag des Landesamtes von 

OTTO (2002) untersucht. Die folgenden Ausführungen 


Am Kellersee wurden zwei Transekte untersucht: 

das eine reichte von der Jugendherberge Ohlenhof 

über die Malenter Bucht bis zum südwestlichen 

Ufer, das andere zog sich von der tiefsten Stelle 

nach Nordwesten. In der Malenter Bucht wurden 

in 0,5, 2, 5 und 10 m Wassertiefe Proben entnommen, 

im Hauptbecken in 0,5 m sowie 2, 5, 10 

und 25 m Tiefe. 

Insgesamt wurden 56 Taxa gefunden, davon 6 nur 

als Schalenfunde. Das Transekt, das sich über die 

Malenter Bucht zog, war mit 41 lebenden Arten 

artenreicher als das über die tiefste Stelle (34 

lebende Arten). Die artenreichsten Gruppen waren 

die Zuckmückenlarven (19 Arten) und die Weichtiere 

(13 Taxa, davon 6 nur als Schalenfunde). 

Die obere Uferzone beider Transekte wurde durch 

hohe Zahlen von Wenigborstern (1500 - 

2000 Ind./m²) und Zuckmückenlarven (Polypedilum 

cf. nubeculosum, 1200 - 1950 Ind./m², und 

Cladotanytarsus sp., 4500 Ind./m 2 ) geprägt. Unterhalb 

von 5 m gab es mit Ausnahme von Büschelmückenlarven, 

diese allerdings in sehr hohen 

Dichten von bis zu 11.000 Ind./m², nur noch relativ 

wenig Bodentiere. 

An beiden Transekten dominierte die Profundalfauna 

ab etwa 5 m Tiefe. Einige litorale Elemente 

wurden aber bis in 10 m Tiefe gefunden. Der Übergang 

zum Profundal befand sich somit zwischen 

5 und 10 m. 

Im Sinne von THIENEMANN (1922) ist der Kellersee 

als eutropher Chironomus-plumosus-See einzustufen, 

da die Büschelmückenlarve und Vertreter 

der C. plumosus-Gruppe gefunden wurden. 

LUNDBECK (1926) bezeichnet ihn als Chironomusanthracinus/plumosus-See, 

wobei C. plumosus 

überwiegt. Demzufolge hat sich der See zwischen 

diesen Untersuchungen aufgrund der Zunahme der 

Trophie von einem anthracinus–See zu einem 

66 

plumosus-See entwickelt. Möglicherweise deutet 

das Massenvorkommen der Büschelmückenlarve 

und die verhältnismäßig geringe Dichte von Vertretern 

der Chironomus-plumosus-Gruppe einen Übergang 

zu einem Chironomus-losen Chaoborus- 

See an. 

Der Kellersee wird von KOPPE (1923) noch als 

Gewässer mit sehr geringer Schlammbildung bezeichnet. 


Der Kellersee ist Teil des FFH-Gebietes „Seen des 

mittleren Schwentine-Systems und Umgebung“, 

das 2004 als FFH-Gebiet gemeldet wurde. 


einen Berufsfischer. Außerdem werden dort in 

Netzgehegeanlagen der Nordseeschnäpel vorgezogen. 

Der Kellersee wird von Ausflugsdampfern 

befahren. 

Die Beschreibung der Nutzung der Ufer folgt im 

wesentlichen den Angaben von STUHR (2002). 

Die Ufer sind in weiten Bereichen durch die angrenzenden 

Siedlungen Malente, Fissau und Sielbeck 

geprägt. Zahlreiche Stege, einige Schiffsanleger, 

Uferbefestigungen und Trittstellen bestimmen 

hier das Bild. In den mit Wald bestandenen 

Bereichen ist das Ufer durch einen ufernahen 

Wanderweg erschlossen. Badestellen gibt es in 

Malente sowie bei Sielbeck eine kleinere rasenbewachsene 

Stelle. Nördlich der Halbinsel Ohlenhof 

gibt es einen beweideten Uferbereich. 

Das Teil-Einzugsgebiet des Sees wird zu etwa 

knapp zwei Drittel (61 %) der Fläche landwirtschaftlich, 

davon drei Viertel als Acker, genutzt. 

22 % sind Wald, 7,9 % Wasserflächen, Siedlung 

machen 6,6 % der Einzugsgebietsfläche aus. Die 

Zahl der Großvieheinheiten lag mit durchschnittlich 

0,7 GVE/ha landwirtschaftlich genutzter Fläche 

mäßig hoch. 

Abwasser erhält der Kellersee aus den zentralen 

Kläranlagen Malente und Eutin (Eintrag insgesamt 

390 kg/a Phosphor). Im Vergleich dazu tragen die 

noch in den Orten Malente, Eutin, Söhren, Malkwitz, 

Sieversdorf und Neukirchen vorhandenen 

Hauskläranlagen mit insgesamt 116 Einwohnergleichwerten 

und unter 50 kg/a P nur gering zur 

Phosphorbelastung bei. 





Einträge der Nährstoffe Phosphor und Stickstoff in

den Kellersee grob abgeschätzt (Abbildung 39 und 

Tabelle 7). 

Kellersee 

Tabelle 7: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Kellersee aus verschiedenen Quellen (Abschätzung gemäß Kapitel Auswertungsmethoden) 




Acker 3.870 0,5 1.935 20 77.400 

Grünland 1.146 0,2 229 10 11.460 

Großvieheinheiten 3.511 0,20 702 0,9 3.160 

Moor 4 0,2 1 10 40 

Wald 1.781 0,05 89 7 12.467 

Siedlung 538 0,8 404 13 6.994 


Summe 8.103 3.366 112.741 

Niederschlag 551 0,15 83 12 6.612 

auf die Seeflächen 



Haus KA´s Eutin 1.752 8 14 80 140 

Haus KA´s Neukirchen 547 8 4 80 44 

Haus KA´s Sieversdorf 1.314 8 11 80 105 

Haus KA´s Söhren 2.300 8 18 80 184 

ZKA Malente 650.000 0,2 130 10 6500 

ZKA Eutin 1.300.000 0,2 260 10 13000 

Summe 437 19.973 


aus Einzugsgebiet Uklei See 12,12 0,06 229 2,5 9.555 


Schwentine 55,23 0,13 2.264 1,27 22.120 


Summe [kg/a] 6.379 171.001 




36% 

Ukleisee 

4% 

Sonstiges 

2% 

Siedlung 

6% 

Phosphor 

Abwasser 

7% 


45% 


13% 

Sonstiges 

11% 

Siedlung 

4% 

Abwasser 

12% 

Abbildung 39: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Kellersee 

Stickstoff 

Ukleisee 

6% 


54% 

67

Kellersee 



und bei 171 t/a Stickstoff. Hauptquelle beim 

Phosphor (45 %) stellt die landwirtschaftliche 

Nutzung des Teileinzugsgebietes dar, der Eintrag 

über die Schwentine macht 36 % aus. Abwasser 

und Siedlungsentwässerung haben mit 6,8 und 

6,3 % einen ähnlich hohen Anteil an der Phosphorbelastung 

bei. Beim Stickstoff trägt die Land- 

wirtschaft im Teileinzugsgebiet über die Hälfte 

P 

E 

= 

L 

∗ 

z (1+ 

T 

W 

T 

W 

) 

PE: 

: = erwartete Phosphor-Konzentration im See (mg/l) 

L : 1 ,16 = jährliche Phosphor-Belastung pro Seefläche (g/a⋅m²) 



P 

E 

1,16 ∗1,4 

= 

11,7 (1+ 

1,4) 

Die 

nach VOLLENWEIDER zu erwartende Phos- 

phor-Konzentration im Kellersee liegt mit 

0,06 mg/l Phosphor deutlich unter der gemesse 

nen Frühjahrskonzentration von 0,13 mg/l P. Wie 

bereits oben erwähnt, waren die Frühjahrs- 

Phosphorkonzentrationen 2002 jedoch möglicher 

weise durch die extremen Niederschläge im Februar 

höher als in gewöhnlichen Jahren und sind damit 

nicht für die durchschnittliche Phosphormenge 

im See repräsentativ. Insgesamt lässt sich für 

diesen See anhand dieser Betrachtungen keine 

Aussage zur Phosphorretention treffen. Eine grobe 

Bilanzabschätzung für die Schwentineseekette 

(LANU 2005, unveröff.) ergab für den Kellersee 

aber eine deutliche Nettofestlegung von Phosphor. 

Die vergleichsweise guten Sauerstoffbedingungen 

und die relativ geringen P-Konzentrationen im Tiefenwasser 

unterstützen diese Vermutung. 

Bewertung 

= 0,063 mg/l P 

Der 

von der Schwentine durchflossene Kellersee 

besitzt ein sehr großes Einzugsgebiet. Die derzeitige 

Phosphorbelastung wurde auf 1,16 g/m² 

und Jahr geschätzt und liegt damit sehr hoch. Es 

ist allerdings zu vermuten, dass nur ein Teil der 

aus der Malenter Au zufließenden Frachten tatsächlich 

das Hauptbecken des Kellersees erreicht, 

so dass die tatsächliche Belastung zumindest für 

diesen Seeteil geringer anzusetzen wäre. 

Die 

Stoffumsätze im Kellersee sind trotz der hohen 

Phosphorbelastung durch die günstigen Schichtungsverhältnisse 

relativ ausgeglichen. Dies wird 

an den geringen Phytoplanktonbiovolumina und 

dem späten Auftreten von Blaualgen, einem nicht 

68 

(54 %) zur Belastung bei, auch das Abwasser hat 

mit 12 % einen relativ hohen Anteil. Mit jährlich 

1,17 g/a·m - 

2 Seefläche Phosphor ist die Flächenbe 

lastung des Kellersees hoch. 

Anhand 

der ermittelten Phosphoreinträge lässt 



Wasseraustausches die zu erwartende Phosphorkonzentration 

im See abschätzen: 

allzu früh einsetzenden Sauerstoff- und Nitratschwund 

im Tiefenwasser mit moderater Anreicherung 

von Phosphor und Ammonium deutlich. 

Phosphor, der stets der limitierende Faktor für das 

Algenwachstum bleibt, nimmt im Oberflächenwasser 

über den Sommer hin ab, und der See 

wirkt vermutlich als Phosphorfalle für das Schwen 

tinesystem. 

Die Zusammensetzung 

des Makrozoobenthos da- 

gegen, 

das unterhalb von 5 m Wassertiefe nur aus 

der Büschelmückenlarve bestand, deutet auf starke 

Zehrungsprozesse im Tiefenwasser hin. 

Das Röhricht des Kellersees ist stark durch Sied 

lung 

und Freizeitnutzung beeinträchtigt, der bereits 

vor 20 Jahren konstatierte Rückgang ist weiter 

fortgeschritten. Die Unterwasservegetation ist 

stabil, mit 14 Arten liegt der Kellersee jedoch be- 

züglich der Artenzahlen nur im Mittelfeld der basi 

schen Seen Schleswig-Holsteins. Auf eine Störung 

im Artengefüge deuten trotz der vergleichsweise 

guten Tiefenausdehnung der Vegetation das Fehlen 

empfindlicher Arten, insbesondere größerer 

Bestände von Armleuchteralgen, sowie das vielfach 

beobachtete Auftreten von Polstern fädiger 

Grünalgen hin. 

Empfehlungen 

Der gegenwärtige 

trophische Zustand des Keller- 

sees 

nach LAWA (1998) ist schwach eutroph 

(e1), sein Referenzzustand wäre oligo- bis mesotroph. 

Der gute ökologische Zustand für den 

Kellersee, meso- bis schwach eutroph, ist zwar 

recht nah am Istzustand, da aber andere Hinweise, 

wie die Artenzusammensetzung des Benthos, auf

eine Eutrophierung hin deuten und Maßnahmen zur 

Verringerung der Phosphorbelastung darüber hinaus 

dem gesamten Schwentine-Einzugsgebiet 

zugute kommen, sollten auch am Kellersee die 

Nährstofffrachten verringert werden. Dies sollte 

zum einen durch Maßnahmen im oberhalb gelege 

nen Einzugsgebiet geschehen, zum anderen aber 

auch durch Maßnahmen im Teileinzugsgebiet. 

Folgende Maßnahmen werden vorgeschlagen: 

• An der Malenter Au befinden sich oberhalb 

und unterhalb von Sieversdorf ausgedehnte 

ehemalige Niedermoorgebiete, die teilweise 

wiedervernässt und extensiv genutzt werden 

könnten (ca. 110 ha). Nach HANSEN (2001) 

wird ein Teil des Grünlandes schon extensiv 

bewirtschaftet. Einige Flächen wurden bereits 

aufgekauft. 

• 

• 

• 

• 

• 

Die entwässerte Niedermoorfläche, die der 

im Süden in den Kellersee mündende Beutiner 

Graben durchfließt, werden im oberen 

Bereich als Acker, im seenahen Bereich als 

Grünland genutzt. Eine Extensivierung der 

seenahen Flächen und eine Umwandlung der 

entlang der Bahn Eutin-Malente gelegenen 

Ackerflächen in Grünland sollte daher ebenfalls 

geprüft werden (ca. 120 ha). 

Größere Ackerflächen auf Niedermoorböden 

befinden sich nordwestlich des Kleinen Benzer 

Sees sowie im Quellgebiet der Malenter 

Au (ca. 80 ha). Diese Flächen sind zwar vergleichsweise 

weit vom Kellersee entfernt, da 

aber Acker auf Niedermoor einen besonders 

hohen Nährstoffaustrag aufweist, könnte eine 

Umwandlung in Grünland deutlich zur 

Nährstoffentlastung beitragen. 

Von den direkt an den See angrenzenden 

Flächen sollten vorrangig die Nutzung einzelner 

ufernah gelegener Ackerflächen, so z.B. 

die in Hanglage zum See befindliche Fläche 

südlich Hängebargshorst am östlichen Nordufer, 

extensiviert werden. Östlich von Rothensande 

trennt nur ein schmaler Gehölzstreifen 

den Acker vom Gewässer. Auch 

nördlich von Fissau ist eine steil abfallende 

Obstbaufläche nur durch einen Gehölzsaum 

vom Seeufer getrennt. 

Alle zufließenden Gewässer sollten mit einem 

nicht genutzten Randstreifen sowie einem 

extensiv bewirtschafteten Pufferstreifen versehen 

werden, dessen Breite von Größe, Ab- 

fluss und Hangneigung am Gewässer abhängt 

(s. MLUR 2005). Im Einzugsgebiet des 

Kellersees betrifft dies besonders die Malen- 

ter Au. 

Die Abzäunung der bisher auf etwas über 

100 m Länge 

beweideten Ufer vor dem Grünland 

nördlich Ohlenhof könnte den direkten 

• 

• 

Kellersee 

Nährstoffeintrag ebenfalls deutlich verringern. 

Bewohner der ufernahen Privatgrundstücke 

(z.B. in Fissau) können durch Unterlassen 

oder Verringerung der Düngung von uferna- 

hen Flächen sowie einer sinnvollen Lagerung 

der Gartenabfälle ebenfalls zur Verringerung 

der Belastung beitragen. Wenn auch der Anteil 

dieser Quelle verglichen mit der Gesamtbelastung 

gering ist, so haben diese Düngestoffe 

durch den unmittelbar am Ufer erfolgenden 

Eintrag doch vermutliche einen 

verhältnismäßig großen Einfluss auf die Ufer- 

vegetation. Hier könnte Aufklärungsarbeit geleistet 

werden. 

Entsprechend der starken Nutzung der Ufer 

ist der Röhrichtgürtel geschädigt bzw. streckenweise 

nicht mehr vorhanden. Um die 

Restbestände vor den bewaldeten Uferberei 

chen zu erhalten, sollte, wie größtenteils bereits 

geschehen, weiterhin versucht werden, 

den Vertritt im Uferbereich durch sanfte Besucherlenkung 

zu verringern. 

69

Dieksee 

Dieksee (2002) 

Topographische Karte (1 : 25.000): 1828/1829 



Gemeinde: Malente 




Rechtswerte: 359714 - 360164 

Hochwerte: 600230 - 600760 













1,0 





Mischungsverhalten: im Sommer stabil geschichtet 

Seetyp: 10 

Entstehung 

Die eiszeitliche Entstehung des Dieksees nach 

GRIPP (1953) ist in LANDESAMT FÜR 


HOLSTEIN (1984) dargestellt: Der Dieksee, der im 

Süden von einem aufgestauchten Binnensander 

begrenzt wird, wurde als Zungenbecken vorgeformt. 

Während eines weiteren Gletschervorstoßes 

wurde nördlich des Sees ein Endmoränenwall gebildet, 

während die vorgeformte Hohlform durch 

das dazwischen lagernde Toteis konserviert wurde 

und sich nach Abschmelzen des Eises mit Wasser 

füllte. 


Nachdem die Schwentine den Kellersee durchflossen 

hat, mündet sie nach einer Fließstrecke von 

70 

ca. 2 km, die überwiegend durch Stadtgebiet 

führt, in den Dieksee (Abbildung 40). 

Das oberirdische Einzugsgebiet dieses Sees ist mit 

165,5 km² groß. Bei einer Seefläche von 

3,75 km² ergibt sich daher ein relativ großer Umgebungsarealfaktor 

von 43. Der Umgebungsvolumenfaktor 

liegt mit 3 im mäßigen Bereich. Die 

direkte Umgebung des Sees ist vor allem durch 

Wald, Acker und Siedlung (Gremsmühlen, Timmdorf, 

Niederkleveez) geprägt. Im Süden befindet 

sich eine große Kiesgrube. Die unversiegelten 

Böden des Teileinzugsgebiets bestehen im Norden 

überwiegend aus Geschiebelehm, während die 

Stauchmoräne am Südufer sich vorwiegend aus 

Kies und Sand zusammensetzt. 

Die Schwentine durchfließt den Dieksee auf seiner 

ganzen Länge, verlässt ihn am Westufer und mündet 

über den Langensee in den Behler See (Abbildung 

40). Einen weiteren, sehr viel kleineren Zu-

fluss gibt es bei Hofkamp am östlichen Nordufer. 

Der Seespiegel des Dieksees liegt auf einer Höhe 

mit dem des Behler Sees und wurde bisher durch 

ein Stauwehr in Malente und den unterhalb des 

Behler Sees gelegenen Stau (Ölmühle) reguliert. Im 

Zuge der Wiederherstellung der Durchgängigkeit 

für Fische wurden die Stauwehre abgerissen und 

durch Sohlgleiten ersetzt. Die Wasserspiegelschwankungen 

des Dieksees waren im nieder- 

Behler 

See 

Dieksee 

Dieksee 


Malente 

0 1 2 3 km 

Abbildung 40: Einzugsgebiet des Dieksees 

Sieversdorf-Neukirchener 

Malenter Au 

Krummsee 

Kellersee 

Au 

Dieksee 

schlagsreichen Jahr 2002 mit 46 cm recht hoch 

(Abbildung 41). Die auf Basis der Einzugsgebietsgröße 

bei einer zu Grunde gelegten Abflussspende 

von 10 l/s·km² berechnete theoretische 

Wasseraufenthaltszeit ist mit 1,0 Jahr relativ 

gering. 


Eutiner See 

Großer 

Eutin 

Kleiner Eutiner See 

Ukleisee 

Sibbersdorfer 

See 


Stendorfer 

See 

71

Dieksee 

72 

Wasserstand (müNN) 

23,0 

22,9 

22,8 

22,7 

22,6 

22,5 

22,4 

22,3 

22,2 

22,1 

22,0 


2002 

2003 

Abbildung 41: Seewasserstände (m ü.NN) im Dieksee 2002 und 2003 




im langjährigen Mittel, insbesondere der Januar 

und Februar, aber auch der August, wiesen überdurchschnittlich 

hohe Temperaturen auf. 2002 

°C 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

Temperatur 

MW 1961-1990 2002 


war gleichzeitig ein sehr nasses Jahr, die Niederschlagssumme 





auszeichnete. 

mm/Mon. 

200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 


MW 1961-1990 2002 




Das längliche Becken des Dieksees erstreckt sich 

in west-östlicher Richtung und ist relativ wenig 

gegliedert. Die tiefste Stelle (38,1 m) liegt im 

westlichen Seeteil. Die Ufer fallen im westlichen 

Seeteil eher flach ab, im östlichen Teil sind sie 

steil. Auffallend ist am östlichen Nordufer die ausgeprägte 

Seeterrasse. Es gibt eine größere (Langenwerder) 

und eine kleinere Insel (Gremswerder, 

Abbildung 43). 

Der Dieksee weist eine stabile sommerliche Temperaturschichtung 

auf und ist somit nach MATHES 

et al. 2002 dem Typ 10 zuzuordnen. Setzt man 

die Mitte der Sprungschicht bei 10 m an, so beträgt 

das Wasservolumen des Hypolimnions während 

der sommerlichen Schichtungsphase 43 % 

des Gesamtvolumens (Verhältnis Hypolimnion- zu 

Epilimnion-Volumen = 0,74).

Abbildung 43: Tiefenplan des Dieksees 

Ufer 

Die Ufervegetation des Dieksees wurde im Auftrag 

des Landesamtes von GARNIEL (2002) erfasst. 

Die folgenden Ausführungen sind weitgehend 

ihrem Bericht entnommen. 

Weite Strecken der Ufer des Dieksees sind durch 

die Siedlungen der Orte Gremsmühlen, Timmdorf 

und Niederkleevez geprägt und entsprechend naturfern. 

Ufergehölze finden sich als schmaler Eschensumpfwald 

mit Eschen Fraxinus excelsior, 

Schwarzerlen Alnus glutinosa und verschiedenen 

Weidenarten Salix spp. am Südufer auf der Uferterrasse, 

dort wo diese breit genug ist, dass sie 

nicht von den oberhalb wachsenden Buchen beschattet 

wird, sowie auf der Insel Langenwarder. 

In den übrigen Bereichen ist er als schmaler Saum 

ausgebildet. Erlenbruchwälder mit Schwarzerle 

finden sich nur kleinflächig am mittleren Nordufer, 

am Südwestufer und am Auslauf der Schwentine, 

hier als entwässerter, nitrophiler Erlenbruch. 

Außerhalb der Siedlungsgebiete sind die Uferzonen 

des Dieksees fast durchgehend bewaldet oder mit 

breiten Gehölzsäumen bestanden, die den gesamten 

Bereich der Uferterrasse und das angrenzende 

Dieksee 

Kliff einnehmen. An den Brandungsufern sind die 

Bäume oft unterspült und teilweise umgestürzt. 

Das Röhricht am Dieksee ist stark geschädigt. 

Wasserröhrichte, die auch im Sommer permanent 

überflutet sind, gibt es noch am Südufer, wo sie 

wegen der steilen Ufer auch natürlicherweise nur 

schmal ausgeprägt sind, sowie am mittleren Nordufer, 

wo die schütteren Restbestände durch Wasservogelverbiss 

stark geschädigt sind, und in sehr 

schmaler und stark zerschnittener Ausprägung vor 

den Siedlungsbereichen von Timmdorf. Die Bucht 

bei Timmdorf besaß früher ein wesentlich ausgedehnteres 

Röhricht. Das wird sowohl von alten 

Luftbildaufnahmen als auch durch noch vorhandene 

ausgedehnte Stoppelfelder dokumentiert. Weite 

Bereiche sind hier jetzt kahl, von Steganlagen zerschnitten 

oder nur von schmalen Säumen von Ersatzgesellschaften 

(Kalmus, Wasserschwaden, 

Wasserschwertlilie) bewachsen. Lediglich am 

Westufer nahe der Verbindung zum Behler See 

gibt es einen größeren Bestand, der bis zu einer 

Wassertiefe von 1,2 m wächst, jedoch auch bereits 

eine bultige Auflösung zeigt. An diesen Bestand 

schließt sich landseitig ein Verlandungsröhricht 

an. Dies ist der einzige Standort einer derartigen 

Sukzessionsreihe. 

Als Ursache für den Röhrichtrückgang wird in der 

Vergangenheit die Eutrophierung und die Zer- 

73

Dieksee 

schneidung der Bestände durch Freizeitnutzung 

angesehen, während die Wiederausbreitung wie an 

anderen schleswig-holsteinischen Seen jetzt durch 

Verbiss von Wasservögeln, insbesondere von 

Graugänsen und Blässrallen, verhindert wird. Am 

Dieksee wird dies u.a. dadurch deutlich, dass an 

den für die Wasservögel störungsärmsten Uferbereichen 

wie dem südlich der Bahnlinie am Nordufer 

die Schäden am Röhricht am größten sind. 

Schwimmblattvegetation ist am Dieksee nur spärlich 

ausgebildet. Die Gelbe Teichrose Nuphar lutea 

und die Weiße Seerose Nymphaea alba kommen in 

den wenigen geschützten Buchten in kleinen Beständen 

vor. 

An Unterwasserpflanzen wurden 14 Arten gefunden 

und liegt somit bezüglich der Artenzahlen im 

Mittelfeld der basenreichen Seen Schleswig-Holsteins. 

Häufigste Art ist das Kammlaichkraut Potamogeton 

pectinatus, das in allen Uferbereichen 

vorkommt. Im Flachwasser bis 1 m Wassertiefe 

haben Unterwasserpflanzen oft den früher von 

Wasserschilf bewachsenen Raum besiedelt. Hier 

kommen fast alle am Dieksee gefundenen Arten 

vor. Einen eindeutigen Schwerpunkt zeigen hier 

der Sumpfteichfaden Zannichellia palustris und die 

Gemeine Armleuchteralge Chara vulgaris. Armleuchteralgen 

bilden im Dieksee jedoch keine flächigen 

Rasen aus, wie es in weniger nährstoffreichen 

Seen häufig der Fall ist. In geschützten Buchten 

(z.B. bei Timmdorf) baut der Spreizende Wasserhahnenfuß 

Ranunculus circinatus dichte, einartige 

Dominanzbestände auf. An exponierten 

Standorten dominiert dagegen das Kammlaichkraut. 

Zwischen 1 und 2 m Wassertiefe kommen 

alle festgestellten Arten vor. Mit Ausnahme der 

Bereiche mit Massenbeständen von Kammlaichkraut 

oder Spreizendem Wasserhahnenfuß ist die 

Vegetation lückig. Unbewachsene Flächen dominieren. 

Unterhalb von 2 m beträgt die bewachsenen 

Fläche nur noch weniger als 20 %. Die untere 

Makrophytengrenze liegt meist bei 2,8 m, nur 

vereinzelt werden 3,8 m erreicht. Zerbrechliche 

Armleuchteralge Chara globularis, Kanadische 

Wasserpest Elodea canadensis, Stachelspitziges 

Laichkraut Potamogeton friesii, Kammlaichkraut 

Potamogeton pectinatus, Zwerglaichkraut Potamogeton 

pusillus und Spreizender Wasserhahnenfuß 

Ranunculus circinatus wurden hier gefunden. 

Als floristische Besonderheit sind jedoch drei Funde 

des Glanz-Laichkrautes Potamogenton x nitens 

hervorzuheben, dass laut Roter Liste (MIERWALD 

& BELLER 1990) in Schleswig-Holstein als ausgestorben 

gilt. 

Die Festsubstrate der Flachwasserzone (Steine, 

Findlinge) sind mit Grünalgen überzogen. 

74 

Im Rahmen des Seenprogramms des Landesamtes 

für Wasserhaushalt und Küsten fand schon 1980 

eine Aufnahme der Vegetation des Dieksees statt 

(LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT UND 

KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN 1984). Hinsichtlich 

der unteren Makrophytengrenze ist jedoch 

kein wesentlicher Unterschied zwischen 1980 und 

2002 festzustellen. Unterschiede im Artenspektrum 

führt GARNIEL überwiegend auf Bestimmungsschwierigkeiten 

zurück. 

Freiwasser 

Der Dieksee wies im Sommer eine stabile thermische 

Schichtung auf (Abbildung 44). Bei Calciumkonzentrationen 

um 62 mg/l (Frühjahr) war der 

See mit einer Säurekapazität von 2,6 mmol/l 

(Frühjahr) gut gepuffert. Die pH-Werte lagen im 

Oberflächenwasser zwischen 8,2 und 8,7. Die 

elektrische Leitfähigkeit schwankte mit Werten 

zwischen 40,6 und 46,2 mS/m (Abbildung 48). 



fielen im Verlauf des Sommers jedoch stark 

ab (0,03 mg/l P). Auch die Stickstoffkonzentrationen 

lagen mit Frühjahrswerten um 1,1 mg/l N im 

mittleren Bereich (Abbildung 47). 

Im Februar war der Dieksee bei Wassertemperaturen 

von ca. 4°C und Sauerstoffsättigungen von 

nahe 100 % vollständig durchmischt. Die Phytoplanktonbiomasse 

war bei Sichttiefen von 4,5 m 

noch sehr gering ausgeprägt (0,15 mm³/l Biovolumen, 

1,6 µg/l Chlorophyll a). Sie setzte sich überwiegend 

aus Kieselalgen und Cryptophyceen zusammen 

(SPETH & SPETH 2002). Entsprechend 

der geringen Ausnutzung durch das Phytoplankton 

lag der Gesamtphosphor überwiegend in anorganischer 

Form vor. 

Im Juni hatte sich eine stabile Temperaturschichtung 

ausgebildet. Das Phytoplanktonbiovolumen 

befand sich mit 0,81 mm³/l (7,8 µg/l Chlorophyll 

a) noch immer auf einem sehr niedrigen Niveau. 

Dominiert wurde die Phytoplanktongemeinschaft 

von Grünalgen, die einen Anteil von 60% erreichten. 

Neben den vorherrschenden koloniebildenden 

Arten der Gattungen Coelastrum, Eutetramorus, 

und Eudorina/Pandorina waren auch einzellige, gut 

fressbare Arten der Gattungen Chlamydomonas 

und Ankyra von Bedeutung. Im Zooplankton traten 

mit Vertretern des Daphnia-longispina-Komplexes 

und Copepodidstadien der filtrierenden calanoiden 

Ruderfußkrebse auch größeres Zooplankton in 

höherer Individuendichte auf. Der Gesamtphosphor 

im Oberflächenwasser nahm, vermutlich durch 

Sedimentation von abgestorbener Algenbiomasse, 

bereits deutlich ab (0,04 mg/l P) und lag überwie-

gend organisch vor. Im Tiefenwasser hatte eine 

Anreicherung der sedimentierten Nährstoffe 

(0,16 mg/l P, 1,6 mg/l N) stattgefunden. Das Hypolimnion 

wies aber auch in der untersten Schicht 

noch eine Sauerstoffsättigung von über 30 % auf. 

Im Juli hatte sich, wahrscheinlich infolge der starken 

Niederschläge, die Sprungschicht in die Tiefe 

verlagert. Das Phytoplankton erreichte mit einem 

Biovolumen von 0,37 mm³/l (6,3 µg/l Chlorophyll 

a, 2,4 m Sichttiefe) eine noch geringere Biomasse 

als im Juni. Neben Cryptophyceen (44 %) waren 

mit je etwa 18 bis 20 % auch Kieselalgen, Jochalgen 

und Blaualgen (überwiegend Microcystis 

aeruginosa) beteiligt. Mit Ausnahme von Bosmina 

coregoni war jetzt kaum noch großes Zooplankton 

vorhanden. Dafür traten vermehrt Ciliaten (Epistylis 

spp.) und Rädertiere (vor allem Keratella cochlearis) 

auf. Beide Gruppen zählen eher zu den Detritusfressern, 

die sich möglicherweise aufgrund 

des Eintrages von organischem Material während 

der Starkregenereignisse vermehrt entwickelt haben. 

Auf das Vorhandensein von Abbauprozessen 

organischer Biomasse deutet auch die Sauerstoffuntersättigung 

(90 %) im Oberflächenwasser. Im 

oberen Hypolimnion betrug die Sättigung noch 

etwa 10 %, unterhalb von 30 m Wassertiefe war 

das Tiefenwasser nahezu sauerstofffrei. Dort hatte 

nun Denitrifikation eingesetzt, erkennbar an den 

stark erhöhten Nitritwerten (>0,11 mg/l N). Die 

Anreicherung von Ammonium und Phosphat war 

noch immer recht gering. 

Im September hatte sich die Sprungschicht wieder 

bei 10 m stabilisiert. Das Phytoplanktonbiovolumen 

erreichte mit 7,7 mm³/l (16,7 µg/l Chlorophyll 

a, 1,9 m Sichttiefe) das Maximum der im 

Beobachtungszeitraum gemessenen Werte und 

wurde zu mehr als 80% von der Blaualge Microcystis 

aeruginosa dominiert. Zooplankter waren 

nur noch in geringer Dichte vorhanden. Der Phosphor 

im Oberflächenwasser lag jetzt fast vollständig 

partikulär gebunden vor und erreichte mit einer 

Konzentration von 0,038 mg/l P weiterhin recht 

niedrige Werte. Im Hypolimnion war die Zehrung 

bis zur völligen Sauerstofffreiheit fortgeschritten. 

Nitrat war in der Mitte des Hypolimnions noch 

vorhanden, die hohen Nitritwerte in dieser Tiefe 

zeigen, dass eine intensive Denitrifikation stattfand. 

Im unteren Hypolimnion war das Nitrat vollständig 

aufgezehrt. Dort hatte nun Desulfurikation 

eingesetzt, die an einem starken Schwefelwasserstoffgeruch 

deutlich wurde. Die Erhöhung 

der Phosphorwerte im Hypolimnion waren jedoch 

noch vergleichsweise gering (knapp 0,5 mg/l P) 

und daher nur auf Freisetzung aus frisch sedimentierten 

Algen zurückzuführen, eine P- 

Freisetzung aus dem Sediment fand vermutlich 

nicht statt. 

Dieksee 

Der Vergleich des Dieksees mit dem oberhalb gelegenen 

Kellersee zeigt hinsichtlich der Entwicklung 

der Phytoplanktonbiomasse einen sehr ähnlichen 

Verlauf. Dieser war dadurch gekennzeichnet, 

dass das Phytoplanktonbiovolumen bis Ende 

Juli nur sehr niedrige Werte < 1mm³/l erreichte 

und im September ein Maximum mit relativ hohen 

Biovolumina um 7-8 mm 3 /l zu verzeichnen war. 

Hinsichtlich der Zusammensetzung der Phytoplanktongemeinschaft 

fällt auf, dass diese in 

beiden Seen bis zum Frühsommer hin eine hohe 

Ähnlichkeit aufwies. Ab Juli entwickelten sich 

beide Seen jedoch unterschiedlich. Besonders 

auffällig in diesem Zusammenhang ist der geringe 

Anteil von Dinoflagellaten im Dieksee, während 

diese im Kellersee im September mehr als 50% 

der gesamten Algenbiomasse ausmachten. Dennoch 

war das Phytoplankton beider Seen im September 

durch einen Anstieg der Cyanobakterienbiomasse 

gekennzeichnet, der im Dieksee 

jedoch noch weitaus stärker ausgeprägt war. In 

beiden Seen war Microcystis aeruginosa die dominierende 

Art. 

Der Fischbestand des Dieksees setzt sich nach 

Auskunft von Anglern aus Aal, Barsch, Brassen, 

Hecht, Plötze, Weißfisch, Zander, Kleiner und 

Edelmaräne zusammen. 

Der Dieksee wurde bereits in den 1910er Jahren 

von THIENEMANN (1922) untersucht. Die Sauerstoffsättigung 

im unteren Hypolimnion lag zwischen 

1916 und 1920 gegen Ende der Sommerstagnation 

meist noch über 20 % und damit deutlich 

höher als heute. Bei einer weiteren Untersuchung 

vom Dieksee im August 1930 wurde neben 

der Vertikalverteilung von Zooplankton auch ein 

Sauerstoffprofil erhoben (NABER 1933). Das Metalimnion 

lag bei etwa 11 bis 13 m. Der Sauerstoffgehalt 

unterhalb der Sprungschicht betrug 

etwa 2 ccm/l (entspricht einer Sauerstoffsättigung 

von etwa 10 %) und sank dann ab etwa 30 m 

Wassertiefe rapide auf nahe Null. Dies kann als 

Anzeichen gewertet werden, dass bereits in den 

dreißiger Jahren des vergangen Jahrhunderts erste 

Eutrophierungsprozesse im Dieksee eingesetzt 

hatten. 

1978 bis 1979 wurden das Freiwasser und die 

einmündenden Gewässer vom Landesamt für 

Wasserhaushalt und Küsten untersucht 

(LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT UND 

KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN 1984). Der Vergleich 

mit älteren Daten ist aufgrund unterschiedlicher 

Analysenmethoden schwierig, es lassen sich 

jedoch folgende Trends erkennen: 

Es bestand damals weder Stickstoff- noch Phosphorlimitierung 

für das Phytoplanktonwachstum. 

Anorganischer Phosphor und anorganischer Stickstoff 

in Form von Ammonium und Nitrat waren 

75

Dieksee 

stets vorhanden. Gesamtstickstoff und vor allem 

Gesamtphosphor waren im Untersuchungsjahr 

1984 deutlich höher als heute. Auch im Tiefenwasser 

war bis Ende Oktober noch Nitrat vorhanden. 

Im Oberflächenwasser wurden mehrfach 

starke Sauerstoffübersättigungen von bis zu 

300 % erreicht. Blaualgen (Oscillatoria spp.) traten 

im September und Oktober vermehrt auf, ansonsten 

dominierten meist Kieselalgen. Wie 2002 fiel 

76 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 

5 

10 

15 

20 

25 

30 

35 

0 

5 

10 

15 

20 

25 

30 

35 


0 50 100 150 

0 5 10 15 20 25 


Februar 


0 50 100 150 

0 5 10 15 20 25 


Juli 

im Tiefenwasser die Sauerstoffsättigung Ende Juli 

auf Null, Nitrat war jedoch bis auf den Monat Juli 

stets noch vorhanden. Trotzdem erreichten die 

Phosphatkonzentrationen im Tiefenwasser wesentlich 

höhere Werte als heute. Insgesamt scheint es, 

als sei die Produktivität zum damaligen Zeitpunkt 

deutlich höher gewesen. 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 

5 

10 

15 

20 

25 

30 

35 

0 

5 

10 

15 

20 

25 

30 

35 


0 50 100 150 

0 5 10 15 20 25 


Juni 


0 50 100 150 

0 5 10 15 20 25 


September 

Abbildung 44: Tiefenprofile von Temperatur (°C) und Sauerstoff-Sättigung (%) im Dieksee im Winter, Frühjahr und Sommer 

2002; Temperatur ∆ Sauerstoff o

mg/l P 

µg/l Chl a 

mg/l P 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0,0 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0,0 

25 

20 

15 

10 

5 

0 



2002 



2002 



2002 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

m Sichttiefe 

Feb Jun Jul 

2002 

Sep 

Dieksee 


Chlorophyll a (µg/l) und Sichttiefen (m) im Dieksee 2002 

mg/l N 

mg/l N 

mg/l N 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

1 m 10 m Mitte Hypolimnion 37 m 



Feb Jun Jul 

2002 

Sep 


Feb Jun Jul 

2002 

Sep 

77

Dieksee 

mm³/l 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

78 




07.02. 05.06 24.07. 17.09. 

2002 

Abbildung 46: Entwicklung des Biovolumens der dominierenden Phytoplanktongruppen (mm³/l) im Dieksee 2002 

Sichttiefen sowie Temperatur- und Sauerstoffverhältnisse 

im Dieksee wurden von Mai bis November 

1993 von HARBST (1993) im Auftrag des 

Landesamtes für Wasserhaushalt und Küsten untersucht. 

Die Schichtungsverhältnisse waren ähnlich 

wie 2002, es wurde jedoch von Mai bis Juli 

ein metalimnisches Sauerstoffminimum beobachtet. 

Das Hypolimnion war ab Mitte August vollständig 

sauerstofffrei (< 0,2 mg O2/l). Die 1993 

von Mai bis November monatlich gemessenen 

Sichttiefen lagen zwischen 3,5 und 7,3 m und 

damit deutlich höher als 2002 (Minimum: 1,9 m, 

Maximum: 4,5 m). Ob diese Unterschiede durch 

meteorologische Schwankungen bedingt sind oder 

eine tatsächliche Veränderung anzeigen, kann 

nicht eindeutig geklärt werden. 

Der Dieksee wurde außerdem im Seenuntersuchungsprogramm 

des Landkreises Plön von 

1992 bis 2000 untersucht (KREIS PLÖN 2001). 

Im Oberflächenwasser zeigte sich in allen Untersuchungsjahren 

im Sommer zeitweilig eine deutliche 

Sauerstoffübersättigung im Oberflächenwasser 

(bis zu 140 %), zeitweilig auch Untersättigungen 

(80 – 90 %). Phasenweise wurde ein metalimnisches 

Sauerstoffminimum beobachtet. Ab ca. 

Ende August war das Hypolimnion unterhalb von 

15 m sauerstofffrei. Die Phosphorgehalte zeigten 

1992 bis 2000 zur Zeit der Herbstzirkulation einen 

deutlichen Rückgang. Die sommerlichen Sichttiefen 

verringerten sich hingegen leicht, ein Trend der 

in vielen Seen beobachtet wird und der möglicherweise 

mit den wärmeren Wintern der letzten 

Jahre zusammenhängt. 

Insgesamt zeigte sich der Dieksee 2002 mit vergleichsweise 

geringen Phytoplanktondichten und 

spätem Auftreten von Blaualgen auf einem relativ 

geringen Trophieniveau. Der vergleichsweise spät 

einsetzende Schwund von Sauerstoff und Nitrat 

im Tiefenwasser mit nur moderater Anreicherung 

von Phosphor und Ammonium unterstützt diese 

Bewertung. Der Stoffhaushalt des Dieksees 

scheint relativ ausgeglichenen zu sein. Positiv zu 

bewerten ist auch das zumindest phasenweise 

vermehrte Auftreten größerer Zooplanktonarten, 

die dann einen kontrollierenden Einfluss auf das 

Phytoplankton ausüben konnten. Der Dieksee 

wirkt vermutlich als Phosphorfalle für das 

Schwentinesystem. Erste Eutrophierungserscheinungen 

zeigten sich am Dieksee bereits 

Anfang der 1930er Jahre. Gegenüber den 1970er 

Jahren hat sich die Trophie verringert. 


Die tierische Besiedlung des Sedimentes im Dieksee 

wurde im Auftrag des Landesamtes von OTTO 

(2001) untersucht. Die folgenden Ausführungen 

sind seinem Bericht entnommen.

Am Dieksee wurden bei 0,5 m sowie jeweils in 

Meterschritten bei 2 bis 9 m, weiterhin bei 15 und 

37,5 m Proben entnommen. Das Sediment war in 

der untersten Tiefe weich und schwarz und roch 

stark nach Schwefelwasserstoff. 

Insgesamt wurden 59 Taxa gefunden. Die artenreichsten 

Gruppen waren die Zuckmückenlarven 

(19 Arten) und die Weichtiere (18 Taxa, davon 

acht nur als Schalenfunde). Insgesamt waren die 

meisten Taxa individuenarm. 

Ufertypische Formen fanden sich überwiegend in 

0 bis 7 m Tiefe, ab 8 m überwogen die Profundalarten, 

die jedoch nur in geringer Dichte vorhanden 

waren. Der Übergang zwischen Litoral und 

Profundal lag somit zwischen 7 und 8 m. Im Litoral 

kamen neben den in höheren Dichten (1000 bis 

2000 Ind./m²) auftretenden Wenigborstern und der 

Schnecke Potamopyrgus antipodarum Larven der 

Zuckmückenarten Tanypus vilipennis, Polypedilum 

nubeculosum, Cladotanytarsus sp. und Tanytarsus 

Tiefe (m) 

0,5 

3 

5 

7 

9 

37,5 



0 20 40 60 80 100 

Zerkleinerer Weidegänger 

Filtrierer Detritusfresser 

Räuber 

Dieksee 

sp. vor. Auch wurden einige auf geringe Nährstoffe 

hindeutende Arten (die Schnecke Gyraulis crista 

und die Larve der Zuckmücke Zalutschia zalutschicola) 

gefunden. 

Im oberen Profundal (bei 8 m) erreichten Larven 

der Zuckmückenarten Chironomus anthracinus 

(133 Ind./m²) und Chironomus plumosus 

(178 Ind./m²) höhere Dichten, ab 15 m wurden 

nur noch Chironomus-Arten (Summe: 444 Ind./m² 

) sowie zunehmend Larven der Büschelmücke 

Chaoborus flavicans (600 ind./m² an der tiefsten 

Stelle) gefunden. Der See wird daher im Sinne von 

THIENEMANN (1922) als mäßig eutropher Chironomus-plumosus-See 

eingestuft. Bereits in den 

20er Jahren wurde der Dieksee von LUNDBECK 

(1926) als See diesen Typs klassifiziert, allerdings 

war damals der empfindlichere Chironomus 

anthracinus noch häufiger vertreten. 

Tiefe (m) 

0,5 

3 

5 

7 

9 

37,5 



0 20 40 60 80 100 

Arten des Litorals Arten des Profundals 

Abbildung 47: Benthos im Dieksee; Abundanz als Anteil an der Gesamtindividuenzahl der Ernährungs- und Lebensraumtypen in 

den verschiedenen Wassertiefen 


Der Dieksee ist Teil des FFH-Gebietes „Seen des 

mittleren Schwentine-Systems und Umgebung“, 

das 2004 gemeldet wurde. 


einen Berufsfischer. Das Befahren mit Motorbooten 

ist lediglich dem Fischer und der Ausflugsdampfergesellschaft 

("5-Seen-Tour") gestattet, die 

am Dieksee in Gremsmühlen, Timmdorf und Niederkleevez 

Anlegestellen besitzt. Die Schiffe befahren 

den See von Mitte April bis Mitte Oktober 

täglich mit vier Touren. Verglichen mit dem Großen 

Plöner oder dem Kellersee wird der Dieksee 

von Wassersportlern relativ wenig genutzt. 

Die Inseln sind unbewohnt, insbesondere der Lange 

Warder scheint jedoch bei Wassersportlern als 

Rastplatz beliebt zu sein. Trittschäden und Vermüllung 

sind die Folge. 

Das Südufer des Dieksees ist bewaldet, hier verläuft 

ufernah ein stark frequentierter Wanderweg 

von Malente nach Plön. In diesem Bereich sind 

zahlreiche Vertrittstellen zu beobachten. Am 

79

Dieksee 

Nordufer reicht Ackerland relativ nah an den See, 

es wird jedoch nach ökologischen Richtlinien bewirtschaftet 

(Bioland). Am Westufer grenzt Weideland 

an, das aber bis auf zwei Tränkestellen vom 

Ufer abgezäunt ist. Auf circa einem Drittel seiner 

Länge ist das Ufer von Siedlungen geprägt. Während 

die Uferpromenade in Gremsmühlen mit ihrem 

hohen Versiegelungsgrad einen deutlich städtischen 

Charakter aufweist, herrschen in Timmdorf 

und Niederkleveez Gartengrundstücke mit einem 

hohen Grünflächenanteil vor. Vor den Privatgrundstücken 

gibt es zahlreiche Einzelstege. Die 

beiden Segelvereine (in Gremsmühlen und Niederkleevez) 

besitzen Sammelstege. Am Südwestufer 

sind die Quellhänge vor über 100 Jahre 

zur Speisung einer großen Kneipp-Anlage und von 

mehreren Ziergewässern zerstört worden. Das aus 

dem steilen Hang austretende Wasser wird in einem 

hangparallelen Graben gesammelt. 

Das Teileinzugsgebiet des Dieksees wird zu etwa 

einem Drittel der Fläche landwirtschaftlich, davon 

80 

drei Viertel als Acker, genutzt. 23 % der Fläche 

sind Wasserflächen, etwa 10 % sind Siedlung. Der 

Waldanteil liegt mit fast 25 % recht hoch. Eine 

Sondernutzung ist der südlich des Sees großflächig 

erfolgende Kiesabbau. Die Zahl der Großvieheinheiten 

lag mit durchschnittlich 0,34 GV/ha 

landwirtschaftlich genutzter Fläche sehr niedrig. 

Abwasser erhält der Dieksee aus seinem direkten 

Einzugsgebiet so gut wie gar nicht mehr. Lediglich 

von zwei Hauskläranlagen in Malente (8 EW) geraten 

geringe Mengen Abwasser in den See. 






den Dieksee grob abgeschätzt (Abbildung 48 und 

Tabelle 8). 

Tabelle 8: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Dieksee aus verschiedenen Quellen (Abschätzung gemäß Kapitel Auswertungsmethoden) 




Acker 432 0,5 216 20 8.640 

Grünland 130 0,2 26 10 1.300 


Moor 0 0,2 0 10 0 

Wald 397 0,05 20 7 2.779 

Siedlung 163 0,8 122 13 2.119 


Summe 1.622 458 16.341 



375 0,15 56 12 4500 



Hauskläranlagen Malente 438 8 4 80 35 

Summe 4 35 


aus Einzugsgebiet Schwentine 

149,41 0,08 3.769 1,3 61.253 


Summe [kg/a] 4.286,7 82.130 


kg/ha a (bezogen auf Landfläche) 0,26 4,70

Abbildung 48: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Dieksee 

Die jährlichen Einträge aus dem Einzugsgebiet und 

durch Niederschlag lagen insgesamt bei 4,3 t/a 

Phosphor und bei 82,1 t/a Stickstoff. Hauptquelle 

für den Phosphor (88 %) und den Stickstoff 

(75 %) stellt die Schwentine dar. Die Abwasserbeseitigung 

im Teileinzugsgebiet spielt für die 

Nährstoffbelastung des Dieksees keine Rolle 

(0,1 % beim Phosphor, 0,0 % beim Stickstoff). 

Mit jährlich 1,11 g/a*m 2 Seefläche Phosphor ist 

P 

E 

L ∗ TW 

= 

z (1+ 

T 

W 

) 

Phosphor 


7% Siedlung 

3% 

Sonstiges 

2% 


88% 

PE : = erwartete Phosphor-Konzentration im See (mg/l) 




P E 

= 

1,11 ∗ 

14,0 (1+ 

1,0 

1,0) 

= 0,040 mg/l P 

Die nach VOLLENWEIDER & KEREKES zu erwartende 

Phosphor-Konzentration im Dieksee liegt mit 

0,04 mg/l Phosphor deutlich unter dem tatsächlich 

im Frühjahr im Epilimnion gemessenen Wert von 

0,13 mg/l P, wobei die sommerlichen Phosphorwerte 

allerdings nur zwischen 0,031 und 

0,041 mg/l P lagen. Trotzdem ist nicht anzunehmen, 

dass im Dieksee eine Nettofreisetzung von 

Phosphor aus den Sedimenten stattfindet, da die 

Phosphatkonzentrationen im Hypolimnion auch im 

September nicht sehr stark angestiegen waren und 

erst ab September H2S-Geruch im Tiefenwasser 

festgestellt wurde. 


75% 

Stickstoff 


12% 

Siedlung 

3% 

Sonstiges 

10% 

Dieksee 

die errechnete Flächenbelastung des Dieksees 

hoch. 





Konzentration im See abschätzen: 

Die frühere Belastung des Dieksees ist in einem 

Bericht des Landesamtes (LANDESAMT FÜR 


HOLSTEIN 1984) dargestellt, in dem u.a. die 

Schwentine und sechs weitere Zuflüsse hinsichtlich 

ihrer Nährstoffbelastung untersucht wurden. 

Die Zuflüsse waren z.T. stark belastet, und 

der Dieksee erhielt sowohl aus mangelhaften Kläranlagen 

eines Gewerbebetriebes als auch aus 

nicht an die zentrale Abwasserentsorgung angeschlossenen 

privaten Einfamilienhäusern in Timmdorf, 

Neversfelde und Kreuzfeld sowie der Badeanstalt 

Timmdorf häusliches Abwasser. Ein großer 

Teil dieser Einleitungen ist von etwa Anfang bis 

Mitte der 80er Jahre saniert worden. 

81

Dieksee 

Bewertung 

Durch die Schwentine besitzt der Dieksee ein großes 

Einzugsgebiet. Die derzeitige jährliche Phosphorbelastung 

ist mit 1,11 g/m 2 entsprechend 

hoch. 

Über den Sommer hinweg wird in dem Seeökosystem 

ein großer Teil des im Winter und Frühjahr aus 

der Schwentine und der Malenter Au über den Kellersee 

eingeschwemmten Phosphors gebunden 

und aus der produktiven Zone entfernt. Dadurch 

bleibt die Phytoplanktonproduktion zunächst relativ 

gering. Das wird an den vergleichsweise geringen 

Biovolumina des Phytoplanktons und auch an 

der geringen Anreicherung von Abbauprodukten in 

der Tiefenzone sichtbar. Die Tiefenzone bleibt über 

einen großen Teil des Sommers weitgehend oxidiert, 

so dass die Desulfurikation erst verhältnismäßig 

spät einsetzt. Der Sprung in erhöhte Produktivität 

mit Dominanz von Cyanobakterien und 

Desulfurikation im Hypolimnion im September 

könnte dabei 2002 auch mit den ungewöhnlich 

starken Niederschlägen und der damit verbundenen 

Verlagerung der Sprungsschicht zusammenhängen. 

Positiv zu bewerten ist auch das Auftreten 

höherer Dichten von größeren Zooplanktern, 

das einen kontrollierenden Einfluss auf die Phytoplanktonbiomasse 

auszuüben scheint. 

Bei den festgestellten Unterwasserpflanzenarten 

handelt es sich überwiegend um belastungstolerante 

Arten mit weiter ökologischer Amplitude. Es 

ist unklar, welche Gründe für eine bereits in der 

Vergangenheit gegebene Artenarmut des Dieksees 

verantwortlich sein könnten. Eine Verbesserung 

des Ist-Zustandes kann voraussichtlich nur durch 

Neuansiedlung oder durch gezielte Maßnahmen zur 

Wiederansiedlung von Makrophyten erfolgen. 

Empfehlungen 

Der potenzielle trophische Zustand des Dieksees 

nach LAWA ist aufgrund seiner stabilen thermischen 

Schichtung oligo- bis mesotroph, das Entwicklungsziel 

für den guten ökologischen Zustand 

wäre demnach meso- bis schwach eutroph. Der 

derzeitige Zustand ist mit schwach eutroph zwar 

diesem Entwicklungsziel nahe, trotzdem sollten 

einige Maßnahmen ergriffen werden, um den Zustand 

des Sees zu stabilisieren. Dabei sind die 

empfohlenen Maßnahmen von den Seen des oberen 

Einzugsgebietes der Schwentine am wichtigsten. 

Aber auch direkt am See können Maßnahmen 

den Nährstoffeintrag, insbesondere im Uferbereich 

verringern, wovon vor allem die Unterwasservegetation 

profitieren kann. Folgende Maßnahmen 

werden empfohlen: 

82 

• Am Nordufer des Dieksees befindet sich 

eine steil abfallende Ackerfläche die biologisch 

bewirtschaftet wird. Zwar ist zu vermuten, 

dass durch die biologische Bewirtschaftung 

der Nährstoffeintrag bereits 

stark verringert ist, durch die starke Neigung 

der Fläche findet aber vermutlich 

trotzdem eine erosionsbedingte Einschwemmung 

von Nährstoffen statt, so 

dass der Austrag durch einen entsprechenden 

Rand- und Pufferstreifen minimiert 

werden sollte. 

• Der Eintrag aus den privaten Kleingartenflächen, 

sollte durch Vermeidung von Düngereinsatz 

und der ufernahen Lagerung 

von Kompost (Aufklärung der Nutzer) ebenfalls 

auf ein Minimum reduziert werden. 

• Es sollte geprüft werden, inwieweit die 

Besucherlenkung am stark frequentierten 

Wanderweg am Südufer noch verbessert 

werden kann, um die Schäden durch Vertritt 

und durch "Schnitzereien" an den teilweise 

sehr alten Bäumen zu verringern. 

Maßnahmen könnten in Aufklärung der 

Besucher, aber auch in der Anlage von 

"Leitstrukturen" (liegende Baumstämme, 

niedrige Zäune, geschickt platzierte Bänke 

etc.) bestehen. 

• Eine derartige Besucherlenkung kann auch 

zum Röhrichtschutz beitragen, wenn auch 

die Verhinderung der Wiederausbreitung 

heute überwiegend durch den Verbiss 

durch Wasservögel verursacht ist. Weitere 

Maßnahmen für den Röhrichtschutz sind 

ebenfalls zu empfehlen.

Behler See (2002) 


Flusssystem: Schwentine 

Kreis: Plön 

Gemeinde: Plön 

Eigentümer: privat 

Pächter: gewerblicher Fischer 


Rechtswerte: 359320 - 441837 

Hochwerte: 599843 - 601483 

Höchster Wasserstand Dieksee (2002) (m ü.NN): 22,78 

Mittlerer Wasserstand Dieksee (2002) (m ü.NN): 22,44 

Niedrigster Wasserstand (1997/1998) (m ü.NN): 22,32 


Größe des oberirdischen Teileinzugsgebiet (km²) 16,56 


Seevolumen (m³) bei 22,36 m ü.NN: 32.800.000 





(bei einem geschätzten Abfluss von 10 l/s⋅km²) 


Umgebungsteilarealfaktor /m²/m²): 3,8 


Umgebungsteilvolumenfaktor(m²/m³): 0,4 



Mischungsverhalten: stabil geschichtet 

Seetyp: 10 

Entstehung 

Der Behler See ist ein glazial entstandener Rinnensee. 

Die langgestreckte Hohlform wurde durch die 

Erosionskraft des strömenden Schmelzwassers 

geschaffen. Beim Vorrücken spätglazialer Eiszungen 

konnte das Eis Querriegel absetzen, die den 

Rinnenverlauf unterbrachen, so dass die nacheiszeitlich 

entstandenen Seen Dieksee, Langensee, 

Behler See, Höftsee und Edebergsee kettenartig 

angeordnet sind (SCHMIDTKE 1992). 


Vom Dieksee fließt die Schwentine über den Langensee 

in den Behler See, an dessen Nordostufer 

der kleine Ort Timmdorf grenzt. Mit 195 km² ist 

sein Gesamteinzugsgebiet etwa 62mal so groß 

Behler See 

wie seine Seefläche (Abbildung 49). Der Umgebungsvolumenfaktor 

liegt mit 5,9 mäßig hoch. In 

seinem Teil-Einzugsgebiet liegen weitere Seen wie 

der Suhrer See, Schöhsee und Schluensee. 

Im Einzugsgebiet des Sees dominiert Geschiebelehm 

beziehungsweise Geschiebemergel. Der Bereich 

im direkten Umfeld des Behler Sees gliedert 

sich wie folgt: Am Westufer überwiegt stark kiesiger 

Sand, der stellenweise stein- und blockhaltig 

ist. Vom Nordufer, an dem sich ein kleines Areal 

mit der Bodenart Torf über Kalk befindet, bis zum 

Südufer umgibt das Gewässer Sand, der stellenweise 

schwach kiesig ist. In diesen Sand ist 

Braunmoos-, Bruchwald- sowie Seggentorf kleinflächig 

beziehungsweise am Nordufer großflächig 

eingelagert. Dieses Material wird nach Norden hin 

durch stark kiesigen Sand abgelöst. 

83

Behler See 

84 

Plön 

Schöhsee 

Plöner 

See 


Schluensee 

Behler See 

Suhrer 

See 

Schmarkau 

0 1 2 3 km 

Dieksee 

Abbildung 49: Einzugsgebiet des Behler Sees 

Malente 

Eutin 

Kellersee 

Kl. Eutiner 

See 

Tabelle 9: Untergliederung des Einzugsgebiets des Behler Sees in Teileinzugsgebiete 

Ukleisee 



Einzugsgebiet des Suhrer Sees 4,1 km² 2 % 

Einzugsgebiet des Schöhsees 2,3 km² 1 % 

Einzugsgebiet des Schluensees 6,5 km² 3 % 

Einzugsgebiet des Dieksees und der oberen 

Schwentine Seen 

165,6 km² 85 % 

Teileinzugsgebiet des Behler Sees 16, 6 km² 9 % 

gesamtes Einzugsgebiet des Behler Sees 195,1 km² 100 % 

Der Behler See wird von der Schwentine durchflossen, 

die im Nordosten vom Dieksee her kommend 

kanalisiert in den Langensee (Ostteil des 

Behler Sees) einmündet und den Behler See im 

Südwesten über den Höftsee wieder verlässt. Seit 

dem Frühjahr 2005 wird das Wasser nicht mehr 

durch ein Wehr an der Ölmühle aufgestaut, sondern 

fließt über eine Sohlgleite in Richtung Höftsee. 

Ebenfalls in den Langensee (Südende) mündet 

der Ablauf des Suhrer Sees. Über den Zulauf am 

westlichen Ufer des Behler Sees entwässert der 

Schöhsee. Am Nordufer fließen, neben einem 

kleinen Graben, die Behler Au, der Ablauf des 



Schluensees, und die Schmarkau zu. Letztere 

entwässert den nördlich gelegenen Grebiner See 

und den Schmarksee (Abbildung 50). 

Der Behler See wird hauptsächlich durch die 

Schwentine gespeist. Die Seewasserstände des 

Behler Sees werden vom Dieksee widergespiegelt. 

Langjährige Vergleichsmessungen haben ergeben, 

dass die Wasserstände im Behler See nur um ein 

bis drei Zentimeter niedriger liegen als im Dieksee. 

Dies ist mit der Geomorphologie des Behler Sees 

zu erklären, da er geringfügig tiefer liegt als der 

Dieksee. Der Seewasserstand des Dieksees

schwankte im Abflussjahr 2002 um 46 cm (Abbildung 

51). Diese für den Dieksee große Wasserstandsschwankung 

war bedingt durch zwei 

Hochwasserereignisse. Diese lagen im Februar/März 

2002 und im Juli/August 2002. Sie waren 

jeweils auf hohe Niederschlagsmengen zurückzu- 

Höftsee 

Behler See 

Behler See 

Schmarksee 

Langensee 

Abbildung 50: Teileinzugsgebiet des Behler Sees 

Schierensee 

Schmarkau 

Der Behler See hat eine etwa ovale Form. Die 

tiefste Stelle mit 42,5 m liegt etwa 20 m unter NN 

etwas östlich der Seemitte (Abbildung 52). Seine 

Ufer fallen unter Wasser außer am Nordufer relativ 

steil ab. Außerhalb des Schwentinebettes gibt es 

vor allem im nordwestlichen Seeteil in einiger Entfernung 

vom Ufer unter Wasser Erhebungen (Unterwasserinseln), 

die stellenweise die Tiefe beispielsweise 

auf 3,4 m oder sogar auf 3,1 m anheben. 

Behler Au 

Grebiner 

See 

Behler See 

führen. Die theoretische Wasseraufenthaltszeit des 

Behler Sees beträgt 0,5 Jahre bei einer zugrunde 

gelegten Abflussspende von 10 l/s·km². 

Dieksee 

0 100 200 300 m 


Der Behler See weist im Sommer eine stabile thermische 

Schichtung auf und ist somit nach 

MATHES et al. 2002 dem Typ 10 zuzuordnen. 

Während der Schichtungsphase ist das Wasservolumen 

des Epilimnions (oberhalb von 10 m Wassertiefe) 

doppelt so groß wie das des Hypolimnions. 

85

Behler See 


86 

22,80 

22,70 

22,60 

22,50 

22,40 

22,30 

22,20 

22,10 


2002 2003 

Abbildung 51: Seewasserstände (m ü.NN) im Dieksee (sie spiegeln die Seewasserstände im Behler See wider) 

Ufer 

Die Ufervegetation des Sees wurde im Auftrag des 

Landesamtes von STUHR (2002) grob erfasst. Die 

folgenden Ausführungen sind seinem Bericht entnommen. 

Der Behler See ist von einem Saum standorttypischer 

Ufergehölze umgeben, der eine Breite von 

10 selten bis 20 m erreicht. Am Südufer schließt 

sich Wald an diesen an. Lediglich am Nordufer vor 

dem angrenzenden Grünland und am Ostufer vor 

dem angrenzendem Siedlungsbereich weist dieser 

Saum einzelne größere Lücken auf. Die Insel, der 

Große Warder, ist nahezu gehölzfrei. Vorherrschende 

Gehölzart ist die Schwarz-Erle Alnus glutinosa, 

daneben sind Eschen Fraxinus excelsior 

und Weiden Salix spec. zum Teil sehr häufig. Im 

Unterwuchs der Gehölze nahe der Uferlinie dominieren 

Arten wie Zottiges Weidenröschen Epilobium 

hirsutum, Rohr-Glanzgras Phalaris arundinacea, 

Wasserdost Eupatorium cannabinum und Sumpf- 

Segge Carex acutiformis, vereinzelt tritt auch der 

nach der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen 

Schleswig-Holstein (MIERWALD & BELLER 1990) 

gefährdete Strauß-Gilbweiderich Lysimachia thyrsiflora 

auf. An mehreren Uferabschnitten rund um 

den See finden sich einzelne kleinere Bruchwälder 

beziehungsweise Brüche. Die Flächen sind zum 

Teil sehr nass und in der Baumschicht meist von 

Schwarz-Erlen beherrscht. Drei stärker vermoorte 

Flächen im Südosten weisen höhere Anteile von 

Moor-Birken Betula pubescens auf und besitzen 

zudem Vorkommen von Torfmoosen Sphagnum 

spec.. Ansonsten sind in der Feldschicht der 

Bruchwälder neben der charakteristischen 

Vegetation mit hohen Anteilen von Bittersüßem 

Nachtschatten Solanum dulcamara, Sumpf-Segge 

Carex acutiformis, Sumpf-Labkraut Galium 

palustre, Sumpf-Schwertlilie Iris pseudacorus, 

Sumpf-Reitgras Calamagrostis canescens auch 

einige gefährdete Arten vorhanden. Von diesen ist 

der gefährdete Sumpffarn Thelypteris palustris 

recht häufig, während der gefährdete Kleine 

Baldrian Valeriana dioica und der gefährdete 

Fieberklee Menyanthes trifoliata deutlich seltener 

sind.

2 4 

8 

10 

14 

8 10 

15 

16 

12 

22 

106 

20 

28 26 24 

30 

31,5 

10 

18 

8 14 

12 

6 

8 

10 

4 

4 

6 

10 

Abbildung 52: Tiefenplan des Behler Sees 

4 8 

10 

14 

18 

42,5 

40 

20 26 

38 

3034 

Artenreiches Feuchtgrünland findet sich nur am 

Nordufer sowie im Nordosten landseits von 

Timmdorf. Einen hohen Anteil gefährdeter Arten 

weisen dabei insbesondere die Flächen am 

Nordufer auf, wo unter anderem Sumpf-Dreizack 

Triglochin palustre, Kleiner Baldrian Valeriana 

dioica, Stumpfblütige Binse Juncus subnodulosus, 

Großer Klappertopf Rhinanthus serotinus, 

Breitblättriges Knabenkraut Dactylorhiza majalis, 

Moor-Labkraut Galium uliginosum und als stark 

gefährdete Art die Zusammengedrückte Quellbinse 

Blysmus compressus auftreten. 

Ein Röhrichtgürtel fehlt über weite Strecken praktisch 

vollständig. Die existierenden Röhrichte sind 

häufig lückig und inselhaft, wenngleich sich auch 

4 

8 

6 

5 

Behler See 

2 

10 

14 

6 

6 

Behler See 

mehrere breite und geschlossene Bestände von 

zum Teil weit über 100 m Länge und einer Breite 

bis zu 10 m, in Einzelfällen bis zu 15 bis 20 m, 

ausgebildet haben. Sie siedeln bis in Wassertiefen 

um 1 m. Die vorherrschende Art ist das Schilf 

Phragmites australis, daneben werden von der 

Seebinse Schoenoplectus lacustris und dem 

Schmalblättriger Rohrkolben Typha angustifolia 

häufig eigene Dominanzbestände erreicht. Weitere 

Arten, die eher landseitig des Großröhrichts im 

flacheren Wasser auftreten, sind Wasser- 

Schwaden Glyceria maxima, Aufrechter Igelkolben 

Sparganium erectum, Sumpf-Segge Carex acutiformis, 

Kalmus Acorus calamus sowie vereinzelt 

Schwanenblume Butomus umbellatus und Salz- 

Teichsimse Schoenoplectus tabemaemontani. Am 

87

Behler See 

Südufer fehlt das Schilf fast gänzlich, die hier 

vielfach noch zu beobachtenden Rhizomreste weisen 

auf einen stärkeren Bestandsrückgang der Art 

hin. 

Eine Schwimmblattzone aus der gelben Teichrose 

Nuphar lutea und der etwas seltener auftretenden 

weißen Seerose Nymphaea alba lässt sich nur 

punktuell in geschützten Lagen finden. Die gelbe 

Teichrose dringt bis in 2 m Wassertiefe vor. Zum 

Teil baut sie auch gemeinsam mit der weißen Seerose 

Bestände von 5 m Breite auf, in Ausnahmefällen 

können diese bis zu 50 m Länge und 10 m 

Breite erreichen. Der Wasser-Knöterich Polygonum 

amphibium, der im Behler See bis zu einer maximalen 

Wassertiefe von 1 m siedelt, ist in drei Beständen 

zwischen 10 und 80 m² am Übergang 

zum Höftsee, am mittleren Nordufer und im Langensee 

vertreten. Des Weiteren sind noch die 

Kleine Wasserlinse Lemna minor und die Vielwurzelige 

Teichlinse Spirodela polyrhiza verstreut 

meist im Flachwasser zwischen dem Röhricht im 

Gewässer vorhanden. 

Die Unterwasservegetation ist im Behler See insgesamt 

mit 14 submersen Arten, von denen fünf 

nach den Roten Listen der Farn- und Blütenpflanzen 

Schleswig-Holsteins (MIERWALD & BELLER 

1990) oder der Armleuchteralgen Schleswig- 

Holsteins (GARNIEL & HAMANN 2002) gefährdet, 

beziehungsweise vom Aussterben bedroht sind, 

praktisch an der gesamten Uferlinie gut entwickelt. 

Nur im Ostteil, im Langensee, ist ihr Vorkommen 

etwas spärlicher. Die Bestände dehnen 

sich in Wassertiefen bis 5 m, zum Teil auch unter 

6 m, aus. Besonders in Flachwasserbereichen ist 

der Sumpf-Teichfaden Zannichellia palustris häufig 

zu beobachten. Überall anzutreffen und den Bereich 

bis 2 m Wassertiefe vielfach beherrschend 

ist das Kamm-Laichkraut Potamogeton pectinatus. 

Sehr häufig in diesem Bereich kommt außerdem 

das Durchwachsene Laichkraut Potamogeton perfoliatus 

und der Spreizende Wasserhahnenfuß 

Ranunculus circinatus vor. Das Rauhe Hornblatt 

Ceratophyllum demersum und das gefährdete 

Zwerg-Laichkraut Potamogeton pusillus treten 

auch in größeren Beständen, wenn nicht sogar in 

Massenbeständen zum Beispiel westlich des Großen 

Warders, vermehrt in tieferen Bereichen auf. 

Häufig bis verstreut sind die Kanadische Wasserpest 

Elodea canadensis, das gefährdete Ährige 

Tausendblatt Myriophyllum spicatum und das 

stark gefährdete Stachelspitzige Laichkraut Potamogeton 

friesii im See zu finden. Der vom Aussterben 

bedrohte Grasblättrige Froschlöffel Alisma 

gramineum siedelt in Wassertiefen von 1 m bis um 

3 m vor allem am West- und Nordufer. Die gefährdete 

Gegensätzliche Armleuchteralge Chara 

contraria kommt vom Flachwasser bis unter 4 m 

Wassertiefe häufig vor, sie bildet am Nord- und 

am Südufer sowie vor dem Westufer des Großen 

88 

Warders rasige, zum Teil großflächige Bestände, 

vor allem aber in Wassertiefen von 2 bis 3 m. Die 

Zerbrechliche Armleuchteralge Chara globularis 

tritt ebenfalls häufig in Erscheinung, allerdings in 

kleineren Populationen, die eine Tiefe von unter 5 

m erreichen können. 

Zusammenfassend lässt sich sagen, dass der Behler 

See eine mäßig artenreiche und gut entwickelte 

submerse Vegetation besitzt, die 14 Arten beinhaltet, 

von denen 5 gefährdet beziehungsweise vom 

Aussterben bedroht sind. Es erscheint in Anbetracht 

der großen Tiefenausdehnung der Vegetation 

ihre Artenzahl etwas reduziert. Obwohl die großflächigen 

Armleuchteralgenrasen besonders hervorzuheben 

sind, weisen auch bei diesen Arten 

andere vergleichbare Gewässer im Raum Plön eine 

höhere Artenzahl und eine mehr oder weniger 

deutliche Zonierung auf. Trotz dieser Einschränkungen 

ist der Erhalt der submersen Vegetation 

des Behler Sees von landesweiter Bedeutung. 

Freiwasser 

Der See war durch seine große Tiefe im Sommer 

thermisch stabil geschichtet (Abbildung 54). 

Im Februar 2002 wurden im Oberflächenwasser 

des noch volldurchmischten Sees die Pflanzenhauptnährstoffe 

Phosphor in verhältnismäßig hoher 

Konzentration (0,095 mg/l Ges.-P) und Stickstoff 

in niedriger Konzentration (0,99 mg/l Ges.- 

N), knapp die Hälfte hiervon als Nitrat (0,49 mg/l 

NO3-N), festgestellt (Abbildung 55). Die Ammoniumkonzentration 

war mit 0,016 mg/l NH4-N sehr 

niedrig. 

Im Sommer wurde im oberflächennahen Wasser 

eine für stabil geschichtete Seen typische Nährstoffverknappung 

und eine Anreicherung über dem 

Grund beobachtet. Bis Juli sank die Gesamtphosphor-Konzentration 

im Oberflächenwasser auf 

0,035 mg/l P. Gelöstes Phosphat (0,012 mg/l PO4- 

-P) war zu diesem Zeitpunkt messbar, sonst lag es 

unter der Bestimmungsgrenze (0,005 mg/l PO4-P). 

Über dem Seegrund stiegen die Phosphor- und die 

Phosphat-Konzentrationen kontinuierlich bis auf 

0,35 mg/l P-Ges beziehungsweise bis 0,299 mg/l 

PO4-P an (Abbildung 56). Im Oberflächenwasser 

blieb Nitrat den Sommer über unter der Nachweisgrenze 

(0,05 NO3-N), war jedoch im Tiefenwasser 

vorhanden. Im Juli wurde in 25 m Tiefe ein hoher 

Nitratgehalt (0,71 mg/l NO3-N) und ein niedriger 

Ammoniumgehalt (0,029 mg/l NH4-N) gemessen. 

Im September lag die Nitrat-Konzentration nur 

noch in 25 m mit 0,181 mg/l im messbaren Bereich. 

Dieses lässt Denitrifikationsprozesse vermuten, 

bei denen das Nitrat durch Bakterien über 

Nitrit zu molekularem Stickstoff umgewandelt und 

an die Atmosphäre abgegeben wird. Höhere Am-

monium-Konzentrationen über dem Grund und nur 

noch Spuren von Nitrat deuten gleichzeitig auf 

eine Nitratammonifikation hin. Diese findet ebenfalls 

unter anaeroben Bedingungen statt und ist die 

Reduktion von Nitrat zu Ammonium. Die anaerobe 

Verhältnisse in der Tiefe machen es wahrscheinlich, 

dass es hier zu Nährstofffreisetzungen aus 

dem Sediment kommt, die sich aber wegen ihrer 

relativ geringen Intensivität und der stabilen 

Schichtung der Wassersäule nicht im gesamten 

Wasserkörper des Sees auswirken. 

Die Calciumkonzentration (58,5 mg/l) und die 

(Säurekapazität 2,5 mmol/l) waren leicht 

unterdurchschnittlich. Die Leitfähigkeit lag mit 

45,1 mS/m für schleswig-holsteinische Seen im 

Durchschnitt. Durch die Nährstoffverknappung, die 

im Sommer im Oberflächenwasser stattfand 

verringerte sich hier die Leitfähigkeit geringfügig, 

während sie in der Tiefe etwas zunahm. Die pH- 

Werte lagen im alkalischen Bereich (8,2 bis 8,9). 

Gelöste Kieselsäure, ein wichtiger Nährstoff für 

Kieselalgen, war im Februar in hoher Konzentration 

vorhanden (5,4 mg/l SiO2). Diese ging im Juni im 

Oberflächenwasser auf ein Minimum (0,6 mg/l 

SiO2) zurück, erreichte jedoch bis September wieder 

einen Wert von 2,6 mg/l SiO2. 


0 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

7 

Behler See 

Die thermische Schichtung des Behler Sees lässt 

sich in Abbildung 54 in den Monaten Juni bis September 

deutlich erkennen. Nach Einsetzen der 

thermischen Schichtung war zunächst noch Sauerstoff 

über dem Seegrund vorhanden, Ende Juli 

war das Wasser unterhalb von 25 m sauerstofffrei. 

Die hohe Sauerstoff-Sättigung an der Wasseroberfläche 

von 130 % und der pH-Wert von 

8,9 weisen im Juni auf eine hohe Produktivität des 

Phytoplanktons hin. 

Die Ganglinie der Sichttiefe (Abbildung 53) zeigt 

Ende Mai/Anfang Juni 2001 ein Klarwasserstadium. 

Im Jahre 2002 konnte es bereits Mitte Mai 

beobachtet werden, allerdings für eine kürzere 

Zeitspanne. Dabei wurden Sichttiefen von 5,6 m 

bzw. 6,2 m erreicht. 2002 lag die durchschnittliche 

Sichttiefe bei 2,1 m und fiel damit um 0,6 m 

geringer aus als die aus dem Jahr 2001. Die geringsten 

Sichttiefen (0,6 bis 1 m) wurden 2002 im 

August/September festgestellt. Die Chlorophyll a- 

Konzentration zu dieser Zeit war mit 30 µg/l entsprechend 

hoch. Im übrigen Untersuchungszeitraum 

schwankten die Chlorophyll a- 

Konzentrationen zwischen 1,7 und 9,8 µg/l (Abbildung 

56). 

2001/2002 

J F M A M J J A S O N D J F M A M J J A S O N D 

Abbildung 53: Sichttiefen (m) im Behler See 2001 und 2002 

89

Behler See 

90 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 

5 

10 

15 

20 

25 

30 

35 

40 

0 

5 

10 

15 

20 

25 

30 

35 

40 


0 50 100 150 

0 5 10 15 20 


Februar 


0 50 100 150 

0 5 10 15 20 


Juli 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 

5 

10 

15 

20 

25 

30 

35 

40 

0 

5 

10 

15 

20 

25 

30 

35 

40 


0 50 100 150 

0 5 10 15 20 


Juni 


0 50 100 150 

0 5 10 15 20 


September 

Abbildung 54: Tiefenprofile von Temperatur (°C) und Sauerstoff-Sättigung (%) im Behler See 2002; 

Temperatur ∆ Sauerstoff o

mg/l P 

mg/l P 

µg/l Chl a 

0,40 

0,35 

0,30 

0,25 

0,20 

0,15 

0,10 

0,05 

0,00 

0,35 

0,30 

0,25 

0,20 

0,15 

0,10 

0,05 

0,00 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Gesamtphosphor Gesamtstickstoff 


2002 

Chlorophyll a 


2002 

mg/l N 

mg/l N 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

1 m 10 m 

25 m 


2002 

Phosphatphosphor Nitratstickstoff 


2002 

mg/l N 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 


2002 



2002 

41 m 

Behler See 

Abbildung 55: Gesamtphosphor (mg/l), Phosphat (mg/l), Gesamtstickstoff (mg/l), Nitrat (mg/l), Ammonium (mg/l) und Chlorophyll 

a (µg/l) in verschiedenen Tiefen im Behler See 2002 

91

Behler See 

Das Plankton im See wurde im Auftrag des Landesamtes 

von SPETH (2002) untersucht. Die folgenden 

Ausführungen basieren auf diesem Bericht. 

Im Februar war das Phytoplanktonbiovolumen 

(0,35 mm³/l) noch sehr gering. Es wurde zu 60% 

von großen zentrischen Kieselalgen gebildet. Cryptophyceen 

(Cryptomonas spp., Rhodomonas spp.) 

stellten mit einem Biovolumenanteil von 39% die 

zweite wichtige Algengruppe. 

Anfang Juni konnte ein nur minimaler Anstieg der 

Phytoplanktonbiomasse (0,43 mm³/l) im See beobachtet 

werden. Zu diesem Zeitpunkt wurde die 

Phytoplanktongemeinschaft hauptsächlich von 

Cryptophyceen (Rhodomonas lacustris), Dinoflagellaten, 

Cyanobakterien und zu einem geringeren 

Anteil von Grünalgen geprägt. Bei den Grünalgen 

handelte es sich um koloniebildende Arten (Gattungen 

Coelastrum, Eutetramorus/Sphaerocystis), 

die für das Zooplankton relativ schlecht fressbar 

waren. Chroococcale Cyanobakterien erreichten im 

Juni zwar hohe Zellzahlen, aufgrund ihres geringen 

Zellvolumens war ihr Anteil an der Phytoplanktonbiomasse 

jedoch sehr klein. 

Zum Zeitpunkt der Juliprobenahme wurde das 

Gesamtbiovolumen des Phytoplanktons 

(0,91 mm³/l) zu mehr als 50 % durch die Kieselalgenarten 

Aulacoseira granulata, Asterionella formosa 

und Fragilaria crotonensis bestimmt. Das 

Vorkommen großer Kieselalgen im Sommer wies 

auf eine noch gute Silikatversorgung hin. Cryptophyceen 

erreichten einen ähnlich hohen Anteil 

(32%) am Gesamtbiovolumen wie im Vormonat. 

Im September, der sich durch sommerliche Temperaturen 

auszeichnete, verursachten vor allem 

fadenförmige Cyanobakterien wie Anabaena spiroides 

var. tumida, Aphanizomenon spp. und die 

koloniebildende coccale Blaualge Microcystis aeruginosa 

einen deutlichen Anstieg des Phytoplanktonbiovolumens 

auf 4,67 mm³/l. Begleitet wurde 

diese Cyanobakterienblüte durch die Grünalge 

Carteria sp., die einen Biomassenanteil von 19 % 

erreichte. 

Die Umsatzprozesse und die Zusammensetzung 

der Phytoplanktongemeinschaft in den drei Seen 

vom Typ 10 Kellersee, Dieksee und Behler See, 

wird zum einen durch die Qualität des von den 

oberen Seen beeinflussten Schwentinewassers 

geprägt (verringerter Silikatgehalt, verringerter 

Stickstoffgehalt und damit verringertes N/P- 

Verhältnis), zum anderen durch seeinterne 

Prozesse (Silikat- und P-Fällung aus dem 

Epilimnion). Im Unterschied zu den 

92 

ungeschichteten Seen kann in diesen Seen der 

Silikat- und Phosphorverbrauch nicht durch 

Rücklösung aus dem Sediment ausgeglichen 

werden. 

Die Entwicklung der Phytoplanktonbiomasse zeigte 

in allen drei geschichteten Seen einen sehr 

ähnlichen Verlauf: Das Biovolumen erreichte an 

den Probenahmeterminen von Februar bis Ende 

Juli stets nur sehr geringe Biovolumina von 

mm³/l 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 




07.02. 05.06. 24.07. 17.09. 

2002 

Abbildung 56: Entwicklung des Biovolumens der dominierenden Phytoplanktongruppen (mm³/l) im Behler See 2002 

sowie deren Jugendstadien, ihre stärkste Entwicklung. 

Ihre Populationsdichte entsprach aber, ebenso 

wie die der kleineren vorwiegend herbivoren 

Naupliusstadien der Ruderfußkrebse, nur der Größenordnung 

„wenig“. Das Langschwanzkrebschen 

Bythotrephes longimanus wurde selten gefunden. 

Diese räuberische Art bevorzugt große nährstoffärmere 

(oligo- bis schwach eutrophe) Seen. 

Im Juli wurde die stärkste zahlenmäßige Entwicklung 

von Wimpertierchen und Rädertieren erfasst. 

Keratella cochlearis und Polyarthra dolichoptera/vulgaris 

waren in mittlerer Häufigkeit vertreten. 

Neun weitere Rädertierarten konnten in der Häufigkeitsstufe 

„wenig“ im See beobachtet werden. 

Nauplien der cyclopoiden Ruderfußkrebse waren in 

mittlerer Häufigkeit vorhanden. 

Im September verringerten sich die Individuenzahlen 

der Wimpertierchen, Rädertiere und Ruderfußkrebse. 

Wasserflöhe waren in diesem Monat ebenso 

wie im Juli nur selten vertreten. 


Bei Sedimentanalysen im August 1997 im Behler 

See wurden neben einem hohen Calciumgehalt 

(100 g/kg) geringe Anteile der anderen geogenen 

Metalle und der Schwermetalle (zum Beispiel 780 

mg/kg Na, 2000 mg/kg K, 1400 mg/kg Mg, 3800 

mg/kg Fe, 860 mg/kg Mn, 2200 mg/kg Al, 13 

mg/kg Cu, 68 mg/kg Zn, 0,58 mg/kg Cd, 0,10 

mg/kg Hg, 35 mg/kg Pb, 3,4 mg/kg As) ermittelt. 

Bei einem hohen Calciumgehalt ist anzunehmen, 

dass an der Probenahmestelle Kalkmudden vorgelegen 

haben, die in der Seemitte eutropher Hartwasserseen 

gebildet werden. Das Sediment hatte 

in 42 m Tiefe eine weiche Konsistenz und roch 

Behler See 

nach Schwefelwasserstoff (LANDESAMT FÜR 

NATUR UND UMWELT 2001). 

Die tierische Besiedlung des Sediments im Behler 

See wurde in 0,5 m, 2 m, 3 m, 5 m, 6 m, 7 m, 8 

m, 10 m, 20 m und 35 m Tiefe im Auftrag des 

Landesamtes von OTTO (2001) untersucht. Die 

folgenden Ausführungen sind seinem Bericht entnommen. 

Im Rahmen dieser Untersuchung konnten im Behler 

See 54 Arten festgestellt werden. Die höchste 

Artenzahl erreichten die Zuckmückenlarven mit 22 

und die Weichtiere (Muscheln und Schnecken) mit 

9 Arten. 

Das Litoral im Bereich von 0,5 m Tiefe wurde 

durch die Zuckmückenlarven, Pseudochironomus 

prasinatus (1502 Tiere/m²) und Cladotanytarsus 

sp. (2677 Tiere/m²) sowie durch die Wenigborster 

(1437 Tiere/m²) beherrscht. Einige der vorhandenen 

Litoralvertreter, Gammarus pulex, Centroptilum 

luteolum, Microtendipes pedellus und Stictochironomus 

sp. sind Anzeiger für mesotrophe Gewässer. 

Auffällig war, dass einige Arten nahezu 

alle Tiefenbereiche besiedelten (Wenigborster, 

Polypedilum nubeculosum und Tanytarsus sp.). 

Die Wenigborster kamen bis in 20 m Tiefe vor, wo 

sie ihre größte Verbreitung mit 2575 Tieren/m² 

hatten. Zwischen 8 m und 10 m Tiefe befand sich 

der Übergang zwischen Litoral und Profundal. Die 

Anzahl der Arten verringerte sich deutlich ab 10 m 

Tiefe und die Dominanz der profundalen Arten 

setzte ein. In den Tiefenbereichen von 10 m, 15 

m, und 35 m wurden die Profundalvertreter Chaoborus 

flavicans, Chironomus plumosus und Chironomus 

anthracinus in mittleren Dichten gefunden, 

wobei Chironomus anthracinus im Vergleich zu 

Chironomus plumosus geringere Individuenzahlen 

93

Behler See 

erreichte. Zu ähnlichen Ergebnissen gelangte auch 

schon LUNDBECK (1926). 

Der Behler See ist aufgrund der mittleren Dichte 

der Büschelmücke und der Präsenz der Chironomus 

plumosus- Gruppe und von Chironomus 

anthracinus nach THIENEMANN (1922) als mäßig 

eutropher Chironomus anthracinus-See zu beurteilen. 

Die weite Ausdehnung des Litorals und das 

Auftreten von mesotrophen Charakterarten lassen 

für das Litoral einen Übergang zu einem mesotrophen 

Gewässer erkennen. Somit ist der See 

als mäßig eutroph mit einer Tendenz zu mesotroph 

einzustufen. 


Der Behler See liegt teilweise im Landschaftsschutzgebiet 

„Trammer See, Schluensee, Wald 

und Knicklandschaft zwischen Schöhsee und Behler 

See und Umgebung“ (Öff. Anz. Plön 1999, Nr. 

5 S. 102). An sein Südufer grenzt das Wasserschutzgebiet 

Plön-Stadtheide (GVOBl. Schl.-H. 

vom 17.02.2000, S. 145) und das Naturschutzgebiet 

Suhrer See und Umgebung (GVOBl. Schl.- 

H. vom 28.08.2003, S. 410). 

Der Behler See ist Teil des FFH-Gebietes „Seen 

des mittleren Schwentine-Systems und 

Umgebung“, das 2004 als FFH-Gebiet gemeldet 

wurde. 

Der See befindet sich in Privatbesitz. Er wird durch 

einen gewerblichen Fischer bewirtschaftet. Der 

See ist durch Freizeitnutzungen wie die 5-Seen- 

Fahrt und Wassersport (Segeln) geprägt. An der 

Spitze der Halbinsel am Südufer (Abgrenzung zum 

Langensee) befindet sich ein Campingplatz mit 

einer Badestelle. Zudem gibt es eine öffentliche 

Badestelle am östlichen Nordufer. Auf der westlichen 

Halbinsel am Nordufer wird eine Fläche als 

Freizeitareal mit Steganlage genutzt. An dem bewaldeten 

Südufer des Sees verläuft ein ufernaher 

Wanderweg. 

An etwa einem Viertel der Uferlinie grenzen Privatgrundstücke, 

während sonst überwiegend 

landwirtschaftliche Flächen in Form von Grünland 

direkt am See liegen. Im Siedlungsbereich des 

nördlichen Westufers und der Ortschaft Timmdorf 

sowie am Ostufer im Bereich des Langensees befinden 

sich insgesamt etwa 25 Stege. Am nördlichen 

Westufer sind einzelne Bootsliegeplätze am 

Ufer und im Wasser sowie eine private Badestelle 

vorhanden. Es gibt in diesem Abschnitt vereinzelte 

Uferbefestigungen. Das Ostufer im Siedlungsbereich 

von Timmdorf weist eine 30 m lange und 1 

m hohe Betonuferbefestigung und zahlreiche klei- 

94 

nere Uferbefestigungen verschiedenster Art auf. 

Im Siedlungsbereich des Langensees und am 

Campinglatz kommen verschiedene kleinere Uferbefestigungen 

vor. Vereinzelte Hütten und Bootsliegeplätze 

sind außerdem am Ufer des Langensees 

vorhanden. Die Ufer der westlichen Halbinsel 

am Nordufer sind zum Teil mit Bauschutt befestigt. 

Der Uferbereich der östlichen Halbinsel am 

Nordufer wird auf einer Länge von 400 m extensiv 

beweidet. Am mittleren Westufer ist auf einer 

Strecke von 80 m ein Weidezaun im Wasser gezogen 

und es findet hier Uferbeweidung statt. Weiterhin 

befinden sich zwei Viehtränken am West- 

und eine am Nordufer. Am gesamten Ufer des 

Behler Sees sind kleinere Uferzugangsstellen und 

somit kleinflächiger Vertritt vorhanden. 

Auf die Grünlandflächen am Nordufer werden laut 

Auskunft von Anwohnern zum Teil schon im Februar/März 

erhebliche Güllemengen aufgebracht. 

Das Teileinzugsgebiet des Behler Sees 

(16,56 km²) wird zu gut 60 % landwirtschaftlich, 

überwiegend als Acker, genutzt. Der Waldanteil 

liegt bei 13 %. Bebaut sind ca. 4 % des Einzugsgebietes. 

Die Zahl der Großvieheinheiten lag bei 

durchschnittlich 0,76 GVE/ha landwirtschaftlich 

genutzter Fläche. 

Der Behler See erhält gereinigtes Abwasser aus 

der Kläranlage Grebin, die über einen Zulauf in die 

Schmarkau entwässert. Seit 2000 wird dort das 

Abwasser von 800 EW über eine SBR-Anlage mit 

Phosphatfällung gereinigt. Die zulässige Gesamtphosphor-Konzentration 

des Abwassers beträgt 

2 mg/l. Außerdem entwässern in der Gemeinde 

Grebin 168 EW über 42 nachgerüstete Hauskläranlagen. 

Über die Behler Au erhält der See gereinigtes 

Abwasser der Belebungsanlage mit belüftetem 

Abwasserteich (300 EGW) von Gut und Meierei 

Behl. Daneben fällt aus der Gemeinde Bösdorf 

und der Stadt Plön des Abwasser von fünf Hauskläranlagen 

mit Untergrundverrieselung an. 


Für insgesamt 91 % des Wassers des Gesamteinzugsgebietes 

des Behler Sees fungieren der Dieksee 

und die oberen Schwentineseen sowie der 

Schluensee, der Schöhsee und der Suhrer See als 

„Vorklärbecken“ (Tabelle 8). Im Folgenden werden 

daher die Nährstofffrachten aus diesen Seen mit 

der mittleren epilimnischen Jahreskonzentration 

von Stickstoff und Phosphor und einer mittleren 

Abflussspende von 10 l/s⋅km² verrechnet und nur 

die Nutzung im Teileinzugsgebiet des Behler Sees 

wie gewohnt berücksichtigt.

Behler See 

Tabelle 10: Stoffausträge aus dem Dieksee und den oberen Schwentineseen, Schluensee, Schöhsee und Suhrer See (Abschätzung) 

Dieksee/Obere 

Schwentineseen 

Schluensee Schöhsee Suhrer See 

Phosphor Stickstoff Phosphor Stickstoff Phosphor Stickstoff Phosphor Stickstoff 

Frühjahrskonzentration 

(mg/l) 

0,08 1 0,067 0,6 0,015 0,49 0,021 0,5 

Fracht (mg/s⋅km²) 

für 10 l/s⋅km² bzw. 

12,7 l/s km 2 * 

0,8 10 0,85* 7,62* 0,15 4,9 0,21 5,0 

Einzugsgebiet (km²) 165,6 6,5 2,3 4,1 

Stoffaustrag (mg/s) 132,5 1656 5,5 49,5 0,34 11,27 0,86 20,5 

Stoffaustrag (kg/a) 4178 52224 175 1572 11 355 26 645 

Mit dem Zulauf der Schwentine aus dem Dieksee 

kommen demnach 4178 kg Phosphor und 52 t 

Stickstoff im Jahr in den Behler See. Aus dem 

Schluensee gelangen jährlich 175 kg Phosphor 

und rund 1,6 t Stickstoff in den Behler See. Den 

Schöhsee verlassen 11 kg/a Phosphor sowie 355 

kg/a Stickstoff und aus dem Suhrer See werden 

26 kg Phosphor und 645 kg Stickstoff pro Jahr in 

den Behler See eingetragen. 

Tabelle 11: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Behler See aus verschiedenen Quellen des Teileinzugsgebietes (ohne das 

Einzugsgebiet der oberen Schwentineseen, des Schluensees, Schöhsees, Suhrer Sees) (Abschätzung gemäß Kapitel Auswertungsmethoden) 

- * Daten der behördlichen Überwachung 

Flächennutzung (ha) bzw. (kg/ha a) P Phosphoreintrag (kg/ha a) N Stickstoffeintrag 

bzw. 

bzw. 

Stück (kg/GVE a) P (kg/a) (kg/GVE a) N (kg/a) 

Acker 570 0,5 285 20 11400 

Grünland 422 0,2 84 10 4220 


Wald 218 0,05 11 7 1526 

Siedlung 66 0,75 50 13 858 

Gewässer 368 0 0 

Moor 2 0,2 0 10 20 

andere Nutzung 10 0,1 1 10 100 

Summe (ha) 1656 582 18804 

Niederschlag 310 0,08 25 9,9 3069 


Punktquellen Phosphoreintrag Stickstoffeintrag 

EW (kg/EW a) P (kg/a) (kg/EW a) N (kg/a) 

HKA Grebin, Plön, Bösdorf 185 0,3 56 3 555 

KA Grebin 800 40* 183* 

Gut Behl 300 26* 56* 

Summe 122 794 

Eintrag aus dem Teileinzugsgebiet in den See Phosphor Stickstoff 

Summe (kg/a) 729 22667 

Die im Rahmen des Seenkurzprogrammes 2001 

(LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT 2002) 

abgeschätzten Einträge in den Schöhsee lagen bei 

72 kg Phosphor und 2343 kg Stickstoff im Jahr. 

Demnach entlastet der Schöhsee den Behler See 

um 61 kg Phosphor und 1988 kg Stickstoff im 

Jahr. Die ermittelten Einträge in den Suhrer See 

aus dem Untersuchungsjahr 1994/95 betrugen 

173 kg/a Phosphor und 5371 kg/a Stickstoff 

(LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT 1997). 

95

Behler See 

Dies würde bei einer unveränderten Belastungssituation 

des Suhrer Sees zum jetzigen Zeitpunkt zu 

einer Entlastung des Behler Sees von 147 kg/a 

Phosphor und 4726 kg/a Stickstoff führen. 


im Teileinzugsgebiet sowie der Niederschlagsbeschaffenheit 

werden im Folgenden stellvertretend 

für viele andere Stoffe die Einträge von 

Phosphor und Stickstoff in den Behler See grob 

abgeschätzt (Abbildung 57 und Tabelle 11). 

Die Einträge aus dem Teileinzugsgebiet und durch 

Niederschlag lagen insgesamt bei 729 kg/a Phosphor 

und bei über 22 t/a Stickstoff. Als Hauptquelle 

ist für Phosphor sowie für Stickstoff mit jeweils 

72 % die landwirtschaftliche Flächennutzung anzusehen. 

Die Abwasserbeseitigung macht 17 % 

der Phosphor- und 4 % der Stickstoffbelastung 

aus. 14 % der Stickstoffbelastung wird durch 

Niederschlag in den See eingetragen. Die Einträge 

96 

aus dem Teileinzugsgebiet sind zum Teil durch 

Gewässer, die sich im Teileinzugsgebiet des Behler 

Sees befinden, wie zum Beispiel Grebiner See, 

Schierensee, Schmarksee und Trentsee, gemindert 

worden, bevor sie den Behler See erreichten, da 

diese Gewässer wahrscheinlich als Nährstoffsenken 

für das Wasser aus ihrem jeweiligen direktem 

Einzugsgebiet wirken. 

Der Gesamteintrag in den Behler See ergibt sich 

aus der Summe der Stoffeinträge aus dem Dieksee/obere 

Schwentineseen, dem Schluensee, dem 

Schöhsee und dem Suhrer See sowie dem Teileinzugsgebiet 

des Behler Sees (Tabelle 12) und beträgt 

rund 5,1 t Phosphor und 77,4 t Stickstoff. 

Die Belastung bezogen auf die Seefläche ist mit 

1,65 g/a⋅m² Phosphor fast 3 mal so hoch wie der 

Durchschnitt schleswig-holsteinischer Seen (0,6 

g/a⋅m²). 

Tabelle 12: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Behler See aus den verschiedenen Teileinzugsgebieten 

Einträge in den Behler See Phosphor Stickstoff 

Aus dem Dieksee/obere Schwentineseen (kg/a) 4178 52224 

Aus dem Schluensee (kg/a) 175 1572 

Aus dem Schöhsee ( kg/a) 11 355 

Aus dem Suhrer See (kg/a) 26 645 

Aus dem Teileinzugsgebiet Behler See (kg/a) 729 22667 

Summe (kg/a) 5119 77462 

Bezogen auf die Seefläche (g/a⋅m²) 1,65 25 

Schluensee 3 % 


im Teil- A Eo 10 % 

Abwasser im 

Teil- A Eo 2 % 

Phosphor Stickstoff 

Sonstiges 3 % 

Dieksee 82 % 

Schluensee 2 % 


im Teil- A Eo 21 

% 

Niederschlag auf 

Behler See 4 % 

Sonstiges 5 % 

Dieksee 68 % 

Abbildung 57: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge aus dem gesamten Einzugsgebiet in den Behler See (Teil-AEO 

=Teileinzugsgebiet) 

Über den Dieksee/obere Schwentineseen werden 

in einem durchschnittlich feuchten Jahr 82 % des 

Phosphors und 68 % des Stickstoffs in den Behler 

See eingetragen. Die Landwirtschaft im Teilein- 

zugsgebiet Behler See verursacht am jeweiligen 

Gesamteintrag 10 % beim Phosphor und 21 % 

beim Stickstoff. Die Einträge des Schluensees 

machen 2 bis 3 % der Stoffeinträge aus. Die

Frachten aus den Einzugsgebieten des Schöhsees 

und des Suhrer Sees liegen sowohl beim Stickstoff 

als auch beim Phosphor unter 1 % und sind angesichts 

des enormen Gesamteintrages vernachlässigbar. 

L ∗ TW 

PE= 

z (1+ 

T 

W 

) 

P E : = erwartete Phosphor-Konzentration im See (mg/l) 


T W : 0,5 = theoretische Wasseraufenthaltszeit (a) 


1,65 ∗ 

0,5 

P E= 

10,6 (1+ 

0,7) 


im See liegt mit 0,05 mg/l P 

unter der tatsächlichen Frühjahreskonzentration 

von 0,1 mg/l P. Dies erklärt sich dadurch, dass 

das Vollenweidermodell nicht auf Seen mit geringer 

Wasseraufenthaltszeit (Tw etwa < 1) angewendet 

werden kann (DOKULIL et al. 2001). 

Bewertung 

= 0,05 mg/l P 

Der Behler See hat nach LAWA (1998) einen oligotrophen 

bis mesotrophen Referenzzustand (potenziell 

natürlicher Zustand), der durch die potenziell 

natürliche Bodenauswaschung und die Verweildauer 

des Wassers im See bestimmt wird. 

Tatsächlich befindet sich der See gegenwärtig in 

einem schwach eutrophen Zustand. Aus der Differenz 

zwischen Istzustand und Referenzzustand 

ergibt sich die Bewertungsstufe 2 bis 3. Daraus 

lässt sich ein gewisser Handlungsbedarf zur Entlastung 

des Sees erkennen, wobei ein mesotropher 

bis schwach eutropher Zustand anzustreben ist. 

Die derzeitige Phosphorbelastung des Sees von 

1,65 g/a⋅m² Seefläche ist hoch und liegt weit über 

der mittleren Phosphor-Belastung schleswigholsteinischer 

Seen von 0,6 g/a⋅m² Seefläche. Die 

größte Nährstofffracht gelangt über die Schwentine 

in den Behler See. Ihr Anteil am Gesamteintrag 

erreicht beim Phosphor 82 % und beim Stickstoff 

68 %. Andererseits wirken der Dieksee und die 

oberen Schwentineseen für das Wasser aus 85 % 

des Gesamteinzugsgebietes (Tabelle 8) durch Sedimentation 

und Denitrifikation als Nährstoffsenken. 

Der Schluensee, der Schöhsee und der Suhrer 

See fungieren ebenfalls für weitere 6 % des Gesamteinzugsgebiet 

als Nährstoffsenken und entlasten 

somit auch den Behler See. Die geringe Wasseraufenthaltszeit 

von 0,5 Jahren bewirkt, dass 

die zugeführte Nährstofffracht verminderte Auswirkungen 

im Behler See hat. 

Behler See 





Konzentration im Behler See abschätzen: 

Aufgrund der vorhandenen hohen Belastung durch 

die Schwentine beträgt der Anteil der Landwirtschaft 

im Teileinzugsgebiet an der Gesamtbelastung 

des Sees 10 % beim Phosphor und 21 % 

beim Stickstoff. Betrachtet man jedoch lediglich 

das Teileinzugsgebiet, so sind hier die Einträge aus 

der Landwirtschaft mit jeweils 72 % beim Phosphor 

und beim Stickstoff erheblich. Durch die geringe 

Nährstoffbindungsfähigkeit des Sandbodens 

im Einzugsgebiet haben menschliche Aktivitäten 

wie landwirtschaftliche Düngung und Abwasserbeseitigung 

für die Gewässer weitreichende Folgen. 

Der Abwasseranteil des Wassers, das dem 

See durch die Schwentine zugeführt wird, ist 

durch zahlreiche Kleinkläranlagen und die zentralen 

Kläranlagen Eutin und Malente mit einem Ausbaugrad 

von 35000 beziehungsweise 21000 EW 

erhöht (LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT 

2001). Im Teileinzugsgebiet des Behler Sees spielt 

die Abwasserbeseitigung nur eine untergeordnete 

Rolle. 

Der See zeigt typische Merkmale eines schwach 

eutrophen Sees. Der Stoffhaushalt des Sees ist 

durch ein Ungleichgewicht von Produktion und 

Abbau geprägt, das im Verlauf der sommerlichen 

Schichtungsphase zu Sauerstofffreiheit im Tiefenwasser 

und infolgedessen zu Nährstofffreisetzungen 

aus dem Sediment führt. Aufgrund der stabilen 

Schichtung des Sees stehen jedoch die rückgelösten 

Nährstoffe den Algen in den oberen Wasserschichten 

in der Vegetationsperiode nicht zur 

Verfügung. 

Die Dominanzverhältnisse im Phyto- und Zooplankton 

sowie die saisonale Artenfolge charakterisieren 

den Behler See als eutrophen geschichteten See. 

Nach WILLEN (2000) liegt das Biovolumen des 

Sees im charakteristischen Bereich eines schwach 

eutrophen („eutroph 1“) Sees. Im Behler See wurde 

die sommerliche Phytoplanktongemeinschaft 

von Anabaena flos-aquae/Anabaena spiroides var. 

97

Behler See 

tumida, Aphanizomenon spp. und Microcystis 

aeruginosa bestimmt. Eine sommerliche Dominanz 

von Cyanobakterien und/oder Dinoflagellaten (vor 

allem Ceratium spp.) wird häufig in eutrophen, geschichteten 

Seen beobachtet, in denen es im Verlauf 

der Vegetationsperiode zu einer Verarmung an 

verfügbarem Phosphor kommt (SOMMER et al. 

1986). Microcystis aeruginosa, Microcystis viridis 

und Microcystis wesenbergii sowie Aphanizomenon 

flos-aquae. und Anabaena spp. gelten als 

typische Blaualgenvertreter in eutrophen Gewässern, 

in denen sie auch beachtliche Anteile an der 

Biomasse bilden können (REYNOLDS 1997, 

LEPISTO & ROSENSTRÖM 1998, TRIFONOVA 

1998). Das Wachstum des Phytoplanktons, das 

durch die Nährstoffsituation begünstigt ist, wird 

zwar in einem gewissen, aber nicht mehr im optimalen 

Maße durch die vorhandenen räuberischen 

Zooplanktonarten begrenzt. 

Die weite Ausdehnung des Litorals im Vergleich zu 

anderen Seen - der Übergang zum Profundal befindet 

sich zwischen 8 m und 10 m - sowie das Auftreten 

von mesotrophen Charakterarten lassen 

einen eher mesotrophen Zustand erkennen. Aufgrund 

der Besiedlung des Profundals ist der See 

nach THIENEMANN (1922) als mäßig eutropher 

Chironomus anthracinus-See zu beurteilen. Ein 

Vergleich mit den Ergebnissen von LUNDBECK 

(1926), lässt die Aussage zu, dass sich der Zustand 

des Sees, in Bezug auf die Fauna des Seegrundes, 

nicht verschlechtert hat. 

Ein Röhrichtgürtel fehlt über weite Strecken fast 

vollständig. Die existierenden Röhrichte sind häufig 

lückig und inselhaft, am Südufer konnte ein 

stärkerer Bestandsrückgang beobachtet werden. 

Dem Schilfrückgang liegt in der Regel das Abknicken 

der Schilfhalme zugrunde, das verschiedene 

Ursachen haben kann: direkte Zerstörung, mechanische 

Belastung, Fraßschädigung, Nährstoffbelastung 

der Röhrichte sowie Seespiegelmanipulation. 

Die Ursache für den gestörten Röhrichtbestand am 

Behler See kann im Rahmen dieser Untersuchung 

nicht geklärt werden, möglicherweise kommt es zu 

einer Schädigung des Röhrichts durch mechanische 

Belastung infolge Schiffsverkehr und Fraßschädigung 

durch Rinder und Wasservögel. So 

wurde der Behler See z.B. 1999 von 54 Graugänsepaaren 

als Brutplatz bzw. von 110 Graugänsen 

als Mauserplatz genutzt (KOOP 1999a, KOOP 

1999b). Mausernde Graugänse ernähren sich zwar 

an vielen Stellen im Grünland, an einigen Mauserplätzen 

jedoch auch von Jungschilf. 

Eine Schwimmblattzone lässt sich nur punktuell in 

geschützten Lagen finden. 

Positiv zu bewerten ist die mäßig artenreiche, gut 

entwickelte Unterwasservegetation, die aus 14 

Arten besteht, von denen fünf gefährdet bezie- 

98 

hungsweise vom Aussterben bedroht sind. Die 

Tiefenausdehnung und das Artenspektrum der 

submersen Vegetation ist typisch für ein 

eutrophes Gewässer. Besonders hervorzuheben 

sind die großflächigen Armleuchteralgenrasen. Der 

Erhalt der submersen Vegetation ist im Behler See 

von landesweiter Bedeutung. 

Empfehlungen 

Da der See gute Regenerationschancen hat, sind 

Entlastungsmaßnahmen hier besonders Erfolg versprechend. 

Aus fachlicher Sicht ist ein meso- bis 

schwach eutropher Zustand anzustreben. Somit 

ist der Istzustand dem guten ökologischen Zustand 

schon sehr nahe. Trotzdem sollten Maßnahmen 

zur Entlastung des Sees ergriffen werden, da die 

untersuchten Lebensgemeinschaften Defizite aufwiesen. 

Dabei sind die für die Seen der oberen 

Schwentine vorgeschlagenen Maßnahmen am 

wichtigsten. Aber auch im direkten Einzugsgebiet 

des Behler Sees ist es sinnvoll, Maßnahmen umzusetzen. 

Entsprechend des hohen Anteils der landwirtschaftlichen 

Nutzung im Teileinzugsgebiet des 

Sees sind zu seiner Entlastung in erster Linie Maßnahmen 

in diesem Bereich zu ergreifen. Vordringlich 

sollte hierbei die seenahe Nutzung berücksichtigt 

werden. 

Die Aufhebung der Beweidung der Seeufer und der 

Beseitigung der Viehtränken im See, die durch 

Weidepumpen ersetzbar wären, würde den Nährstoffeintrag 

in den See reduzieren und zum Uferschutz 

beitragen. 

Die Änderung bzw. eine Reduzierung der Düngung 

am Nordufer, die laut Anwohner sehr früh im Jahr 

stattfindet und intensiv ist, würde zur Entlastung 

des Sees beitragen. 

Eine Änderung der bisherigen Ackernutzung oder 

die Anlage hangparalleler Furchen auf den Ackerflächen 

bzw. von Knickwällen am nördlichen 

Westufer und am Ostufer des Sees ist aus Sicht 

des Gewässerschutzes anzuraten. 

Das Schaffen von Uferrandstreifen würde zu geringeren 

Nährstoffeinträgen in das jeweilige Gewässer 

führen. 

Die Beweidung der Ufer der östlichen Halbinsel am 

Nordufer sollte aus Artenschutzmaßnahmen beibehalten 

werden, da die stark gefährdete Zusammengedrückte 

Quellbinse Blysmus compressus hierdurch 

bessere Lebensbedingungen findet. Diese 

Beweidung sollte jedoch in ihrer jetzigen Intensität 

nicht überschritten werden.

Schwentinesee (2004) 



Kreis: Plön 

Gemeinde: Dörnick, Wittmoldt. 


Pächter: 


Rechtswerte: 358212 - 441838 

Hochwerte: 598690 - 601508 

Höchster Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): - 

Mittlerer Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): - 

Niedrigster Wasserstand (Abflussjahr 2002, m ü.NN): - 










0,028 (11 Tage) 

Umgebungsarealfaktor (m²/m²): 650 




Mischungsverhalten: ungeschichtet 

Seetyp 12 

Entstehung 

Das hier "Schwentinesee" genannte Gewässer ist 

die seenartige Erweiterung der Schwentine zwischen 

dem Kleinen Plöner See und dem Kronsee. 

Über die eiszeitliche Ausformung dieses speziellen 

Teils der Schwentine liegen keine Informationen 

vor. 


Das oberirdische Einzugsgebiet der Schwentine 

hat bis unterhalb des Schwentinesees eine Größe 

von 403 km². 


Bei einer Seefläche von 0,63 km² gibt sich daher 

der große Umgebungsarealfaktor von 650. Auch 

der Umgebungsvolumenfaktor ist mit 111,6 sehr 

hoch. Die direkte Umgebung des Schwentinesees 

ist vor allem durch landwirtschaftliche Nutzung 

geprägt. 


überwiegend aus Geschiebelehm. 

Nachdem die Schwentine den Kleinen Plöner See 

verlassen hat, erweitert sie noch einmal ihren Lauf 

zum hier „Schwentinesee“ genannten Flusssee, 

bevor sie über Kronsee und Fuhlensee in den Lanker 

See fließt. 

99


Der Seewasserstand entspricht in etwa dem des 

Kleinen Plöner Sees, mit dem der Schwentinesee 

in freier Verbindung steht. Der Seewasserstand 

des Kleinen Plöner Sees schwankte im Jahresverlauf 

2004 um 80 cm. Die auf Grund der Einzugsgebietsgröße 

bei einer zu Grunde gelegten 

Abflussspende von 10 l/s·km² berechnete theoretische 

Wasseraufenthaltszeit ist mit 0,028 Jahren 

(11 Tage) sehr kurz und charakterisiert den 

Schwentinesee als Flusssee (MATHES et al. 

2002). 


an der Messstation Dörnick 

dargestellt. Das Jahr 2004 wies insgesamt durch- 

100 


Stocksee 

Muggesfelder 

See 

Kl. 

Plöner 

See 

Gr. 

Plöner 

See 

Nehmser 

See 

Trammer 

See 

Seedorfer See 

Schöhsee 

Abbildung 58: Einzugsgebiet des Schwentinesees 

Behler 

See 

Vierer See 

Schluensee 

Suhrer 

See 

Grebiner See 

Dieksee 

Kellersee 

Kl. 

Eutiner 

See 

Ukleisee 

Sibbersdorfer 

See 


0 3 6 9 km 

Stendorfer 

See 

schnittliche Temperaturen mit leicht erhöhten Werten 

von Februar bis April auf. Die Jahressumme 

der Niederschläge entsprach ebenfalls in etwa dem 

Durchschnitt, es fiel jedoch im August und September 

überdurchschnittlich viel, von Oktober bis 

Dezember dagegen weniger Regen. 

Das lang gestreckte Becken des Schwentinesees 

ist von einfacher Form mit steilen Ufern und wenig 

Buchten. Die tiefste Stelle (10,9 m) liegt nahezu in 

der Mitte (Abbildung 60). 

Der Schwentinesee zeigt zwar phasenweise ausgeprägte 

Schichtungen, diese waren jedoch nicht 

stabil.

°C 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

Temperatur 

MW 1961 - 1990 2004 


mm/Mon. 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 


1961/90 2004 



Abbildung 59: Mittlere Monatstemperaturen und monatliche Niederschlagshöhen für das Jahr 2004 an der Messstation Dörnick im 

Vergleich zum langjährigen Mittel 1961/90 

Abbildung 60: Tiefenplan des Schwentinesees 

Ufer 

Die Ufervegetation des Schwentinesees wurde im 

Auftrag des Landesamtes von MARILIM (2004) 

erfasst. Die folgenden Ausführungen sind dem 


Die angrenzenden Uferbereiche werden im Norden 

und Osten überwiegend als Acker, z.T. auch als 

Grünland genutzt. Siedlungen sind die Orte Wittmold 

und Dörnick, sowie in näherer Umgebung 

mehrere Gutshöfe. 

Der Schwentinesee ist fast durchgehend von einem 

schmalen Saum standorttypischer Ufergehölze 

umgeben, die Auwaldcharakter haben. Dominante 

Arten sind Pappeln Populus sp., die nach 

der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen 

Schleswig-Holsteins (MIERWALD & BELLER 1990) 

gefährdeten Ulmen Ulmus laevis (RL 3), Moorbirken 

Betula pubescens, Hängebirken B. pendula, 

Schwarzerlen Alnus glutinosa, Eschen Fraxinus 

excelsior sowie Traubenkirsche Prunus padus, 

diverse Weidenarten (u. a. Salix caprea, S. fragilis, 

S. alba) und Weißdorn Crataegus sp.. Im Unterwuchs 

finden sich mit Sumpfschwertlilie Iris pseudacorus, 

diversen Seggen Carex spp., Wechsel- 

101


blättrigem Milzkraut Chrysosplenium alternifolium, 

Gewöhnlichem Hexenkraut Circaea lutetiana u. a. 

typische Charakterarten feuchter Auwälder. Der 

Saum wächst in unmittelbarer Ufernähe und ist 

lediglich in Bereichen, wo Grünland oder Siedlungsflächen 

an das Gewässer angrenzen, aufgelockert 

oder unterbrochen. Der Uferabschnitt der 

Siedlung Dörnick weist einen lockeren Bewuchs 

mit Weiden auf. 

Ein Großröhricht findet sich entlang der Uferlinie 

lediglich in den geschützten Buchten. Es besteht 

hauptsächlich aus Schilfrohr Phragmites australis 

sowie Breitblättrigem Rohrkolben Typha latifolia 

und Schmalblättrigem Rohrkolben T. angustifolia. 

Röhrichtbildner schilffreier Bereiche sind Rohrglanzgras 

Phalaris arundinacea, Großer Schwaden 

Glyceria maxima, Seggen Carex spp., Aufrechter 

Igelkolben Sparganium erectum und Kalmus Acorus 

calamus. Auch die Schwanenblume Butomus 

umbellatus, Binsen Juncus spp. und die Teichsimse 

Eleocharis palustris finden sich in manchen 

Uferbereichen. Diese Kleinröhrichte treten an Seeufern 

oft an gestörten Stellen auf. Sie sind typisch 

für nährstoffreiche Standorte, jedoch auch für 

Bach- und Flussufer. 

Das Ufer ist in den meisten Abschnitten zu steil 

für die Ausbildung einer Schwimmblattzone. Lediglich 

im flacheren Bereich der Ausbuchtung nahe 

dem Abfluss ist ein schmaler Mischbestand aus 

Gelber Teichrose Nuphar lutea und Weißer Seerose 

Nymphaea alba ausgebildet. In geschützten 

Bereichen finden sich vereinzelt lockere kleinflächige 

Bestände der Gelben Teichrose Nuphar 

lutea. 

Der Bestand der Unterwasserpflanzen ist im 

Schwentinesees deutlich vom Vorkommen der 

Amerikanischen Wasserpest Elodea nuttallii dominiert. 

Sie bildet großflächige Bestände in Wassertiefen 

bis zu 3,5 m, vereinzelt wurden sogar vitale 

Exemplare bis zu 5 m Wassertiefe gefunden. Weitere 

häufige, aber eher kleinflächige Verbreitung 

findet die submerse Form der Schwanenblume 

Butomus umbellatus. Zu den stetig vertretenen 

Arten zählen der Spreizende Hahnenfuß Ranunculus 

circinatus, der im Schwentinesee häufig in 

Verbindung mit Elodea nuttallii auftritt, das Durchwachsene 

Laichkraut Potamogeton perfoliatus, 

das Krause Laichkraut P. crispus sowie vereinzelt 

die Kanadische Wasserpest Elodea canadensis und 

der Wasserhahnenfuß Ranunculus aquatilis. Als 

Besonderheit muss der Fund des Herbstwassersterns 

Callitriche hermaphroditica gelten, der in 

Schleswig-Holstein als „stark gefährdet“ (RL 2) 

eingestuft wird. Weitere nachgewiesene Rote- 

Liste-Arten sind das Zwerglaichkraut Potamogeton 

pusillus (RL 3) und das Ährige Tausendblatt Myriophyllum 

spicatum (RL 3). Stellenweise kommt in 

flachen, geschützten Bereichen die Zerbrechliche 

Armleuchteralge Chara globularis vor. Eine Arm- 

102 

leuchteralgenzone ist jedoch nicht ausgebildet. 

Insgesamt wurden 14 Arten von Unterwasserpflanzen 

gefunden, von denen viele jedoch nur 

vereinzelt oder kleinflächig auftreten. 

Insgesamt ist die Ufervegetation des Schwentinesees 

deutlich durch den Flusscharakter des Gewässers 

geprägt. Die Unterwasservegetation ist 

zwar mäßig artenreich, viele Arten treten jedoch 

nur vereinzelt auf, die dominanten Arten zeigen die 

Eutrophierung an. Die in den letzten Jahren verstärkte 

Ausbreitung des pflanzlichen Neubürgers 

Amerikanische Wasserpest könnte das Verschwinden 

anderer Arten begünstigen und sollte weiter 

beobachtet werden. An einigen Stellen scheint die 

Ufervegetation durch Wassersportler beeinträchtigt 

zu sein. 

Freiwasser 

Der Schwentinesee zeigte an den Beprobungstagen 

im Jahr 2004 nur im August eine deutliche 

thermische Schichtung (Abbildung 61). Bei Calciumkonzentrationen 

um 55,8 mg/l (Frühjahr) war 

der See mit einer Säurekapazität um 2,4 mmol/l 

(Frühjahr) recht gut gepuffert. Die pH-Werte lagen 

im Oberflächenwasser zwischen 8,1 und 9,0. Die 

elektrische Leitfähigkeit schwankte zwischen 39 

und 48 mS/m (Abbildung 62). 

Die Gesamtphosphorkonzentration lag im Frühjahr 

mit 0,064 mg/l P im mittleren Bereich. Die Stickstoffkonzentrationen 

dagegen waren mit Frühjahrswerten 

um 0,96 mg/l N eher niedrig. Anorganisch 

gelöster Stickstoff war im Oberflächenwasser 

meist nur in geringen Konzentrationen 

vorhanden, während anorganisch gelöster Phosphor 

zu den Probetagen stets vorhanden war. 

Im März war der Schwentinesee vollständig durchmischt. 

Die Sauerstoffsättigung zeigte mit 128 % 

bereits ein deutliches Phytoplanktonwachstum an, 

was sich auch in einer erhöhten Chlorophyll a - 

Konzentration von 36 µg/l widerspiegelte 

(Abbildung 62). Die Sichttiefe betrug nur 1,8 m. 

Der Phosphor lag zum Teil noch als gelöstes 

Phosphat vor und auch geringe Mengen von Nitrat 

waren vorhanden. 

Ende Mai schien ein Klarwasserstadium eingetreten 

zu sein, da sich die Chlorophyll a - Konzentration 

auf 7 µg/l verringerte bei einem gleichzeitigem 

Anstieg der Sichttiefe auf 4,1 m. Das Phytoplankton, 

das ebenso wie das Zooplankton von ARP 

(2005) analysiert wurde, setzte sich überwiegend 

aus Grünalgen (Planktosphaeria gelatinosa und 

Ankyra spp.) zusammen. Das Zooplankton wies zu 

diesem Zeitpunkt nur geringe Abundanzen auf 

(Rotatorien 31 Ind./l, Crustaceen 27 Ind./l) Der 

Sauerstoffgehalt befand sich unterhalb des Sättigungswertes 

(91 %). Der Gesamtphosphor (0,082

mg/l P) lag zu mehr als der Hälfte als gelöstes 

Phosphat vor, Nitrat war dagegen nicht mehr vorhanden. 

Ammonium, ein Hinweis auf den Abbau 

organischer Substanz, wurde jedoch in für Oberflächenwasser 

vergleichsweise hohen Konzentrationen 

gefunden (0,15 mg/l N). Im Tiefenwasser 

war ein Temperaturabfall sichtbar, die Sauerstoffsättigung 

fiel in dieser untersten Wasserschicht 

nahezu auf Null. Leichter H2S-Geruch und verringerte 

Sulfatkonzentrationen im Tiefenwasser zeigen, 

dass bereits zu diesem frühen Zeitpunkt Desulfurikation 

in der Tiefe stattfand. 

Ende Juni war ein deutlicher Anstieg des Phytoplanktonbiovolumens 

auf 5,9 mm³/l (Chlorophyll 

a 14,8 µg/l) zu verzeichnen, der mit einer Verringerung 

der Sichttiefe auf 1,9 m einher ging. Das 

Phytoplankton bestand nun überwiegend aus kettenförmigen, 

zentrischen Kieselalgen (Aulacoseira 

granulata) und koloniebildenden pennaten Kieselalgen 

(Asterionella formosa, Fragilaria crotonensis). 

Im Zooplankton nahm die Abundanz bei den 

Mikrofiltrierern, Ciliaten und Rotatorien deutlich 

zu. Ciliaten waren durch das Wimpertier Epistylis 

sp. vertreten (100 Ind./l) sowie Rotatorien hauptsächlich 

durch Keratella cochlearis (161 Ind./l). Die 

Sauerstoffsättigung im Oberflächenwasser lag bei 

nur 90 %. Der Gesamtstickstoff im Oberflächenwasser 

hatte weiter abgenommen und lag vollständig 

organisch gebunden vor, während der 

Phosphor weiterhin zu fast 50 % als anorganisches 

Phosphat vorlag. Im Tiefenwasser hatte 

vermutlich vorübergehend eine Durchmischung 

stattgefunden, da eine Zunahme der Sulfatkonzentrationen 

sowie eine Abnahme der Hydrogenkarbonat-, 

Phosphor- und Stickstoffkonzentrationen 

beobachtet werden konnte. H2S-Geruch wurde 

nicht mehr festgestellt. Die Sprungschicht lag 

jetzt etwas höher und der Sauerstoffschwund 

setzte daher bereits bei etwa 8 m Wassertiefe ein. 

Anfang August war ein enormer Anstieg des Phytoplanktonbiovolumens 

auf das Jahresmaximum 

von 62 mm 3 /l (53 µg/l Chlorophyll a) zu verzeichnen, 

der sich in einer niedrigen Sichttiefe von 

1,0 m niederschlug. Die massive Phytoplanktonblüte 

wurde von Dinoflagellaten der Arten Ceratium 

furcoides und Ceratium hirundinella verursacht, 

die mehr als 88% zum gesamten Biovolumen 

beitrugen. Daneben traten vermehrt Cyanobakterien 

der stickstofffixierenden Gattung Anabaena 

auf, die einen Biomasseanteil von 10% 

erreichten. Die Sauerstoffsättigung war mit über 

250 % extrem hoch. Die Zooplanktonentwicklung 

war weiterhin unbedeutend. Neben Rädertieren 

(Keratella cochlearis und Trichocerca similis) erlangten 

lediglich Jugendstadien der Hüpferlinge 

eine etwas größere Individuendichte von 11 Ind./l. 

Mit Ascomorpha saltans und Trichocerca-Arten 

traten Vertreter auf, die sich vom Inhalt angestochener 

Algenzellen ernähren. Der Gesamtstick- 


stoff im Oberflächenwasser hatte etwas zugenommen, 

insgesamt waren im Oberflächenwasser 

weder anorganisch gelöster Stickstoff noch Phosphor 

in höheren Konzentrationen vorhanden. Im 

Vertikalprofil war erstmals im Jahr eine deutliche 

Schichtung ausgeprägt. Bereits unterhalb von 2 m 

Wassertiefe fiel der Sauerstoffgehalt stark ab und 

das Tiefenwasser war ab 5 m sauerstofffrei. Die 

verringerten Sulfatkonzentrationen zeigen Desulfurikation 

an, Schwefelwasserstoffgeruch wurde 

jedoch nicht festgestellt. 

Ende August sank das Phytoplanktonbiovolumen 

nach Zusammenbruch der Dinoflagellatenblüte 

wieder auf ein wesentlich niedrigeres Niveau von 

3,4 mm³/l (37 µg/l Chlorophyll a, 1,25 m Sichttiefe). 

Das Phytoplankton bestand nun zu etwa 

gleichen Teilen aus Dinoflagellaten (Peridinium 

sp.), Cryptophyceen (Rhodomonas lacustris, Cryptomonas 

sp.) sowie aus penaten und centrischen 

Kieselalgen. Der Sauerstoffgehalt lag etwa im 

Sättigungsbereich (114 %). Für das Zooplankton 

war eine leichte Zunahme der Abundanzen, insbesondere 

der Rädertiere (Keratella cochlearis, Keratella 

cochlearis f. tecta) mit 147 Ind./l gegenüber 

dem Monatsanfang zu beobachten. Unter den 

größeren Formen erlangte nur der für die Uferzone 

typische Kugelkrebs Chydorus sphaericus eine 

etwas größere Häufigkeit. Die Gesamtphosphorkonzentration 

nahm im Oberflächenwasser deutlich 

zu, was vermutlich aus der nicht mehr vorhandenen 

Sprungschicht resultierte. Die sauerstofffreie 

Zone begann jetzt erst bei 8 m. Intensive 

Desulfurikation wurde durch die deutlich verringerten 

Sulfatkonzentrationen und einen mittleren 

Schwefelwasserstoffgeruch angezeigt. Gleichzeitig 

stiegen die Phosphatkonzentrationen im Tiefenwasser 

auf 0,4 mg/l P an. Möglicherweise fand 

hier eine Phosphorfreisetzung aus dem Sediment 

statt. 

Anfang Oktober war der Schwentinesee wieder 

vollständig durchmischt. Das Phytoplanktonbiovolumen 

(2,7 mm 3 /l) und der Chlorophyllgehalt 

(22 µg/l) erreichten ähnliche Werte wie Ende August, 

die Sichttiefe lag jetzt bei 1,8 m. Das Phytoplankton 

bestand fast ausschließlich aus centrischen 

Kieselalgen (überwiegend Aulacoseira granulata). 

Für das Zooplankton wurden zu diesem 

Zeitpunkt die höchsten Abundanzen im Jahresverlauf 

ermittelt, wobei Rädertiere mit 362 Ind./l 

(hauptsächlich Keratella cochlearis) dominierten. 

Größere Zooplanktonarten wie Bosmina longirostris 

(6 Ind./l) und Chydorus sphaericus erreichten 

erstmals seit Mai wieder etwas höhere Dichten. 

Der Sauerstoffgehalt lag nun wieder unter 

dem Sättigungswert (92 %). Die Gesamtphosphorkonzentration 

hatte weiter zugenommen und 

lag jetzt über 0,1 mg/l P. Die Stickstoffkonzentration 

dagegen hatten weiter abgenommen 

103


(0,79 mg/l N), erstmals war jetzt wieder Nitrat 

vorhanden (0,077 mg/l N). 

104 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

0 

2 

4 

6 

8 

10 


0 50 100 150 200 250 

0 5 10 15 20 25 


Tiefe (m) 

0 

2 

4 

6 

8 

10 


0 50 100 150 200 250 

0 5 10 15 20 25 


25.03.2004 12.05.2004 


0 50 100 150 200 250 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

0 5 10 15 20 25 


0 

2 

4 

6 

8 

10 

Tiefe (m) 


0 50 100 150 200 250 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

0 5 10 15 20 25 


28.06.2004 04.08.2004 


0 50 100 150 200 250 

0 5 10 15 20 25 


Tiefe (m) 

0 

2 

4 

6 

8 

10 


0 50 100 150 200 250 

0 5 10 15 20 25 


30.08.2004 04.10.2004 

Abbildung 61: Tiefenprofile von Temperatur (°C) und Sauerstoff-Sättigung (%) im Schwentinesee 2004; 

Temperatur ∆ Sauerstoff o

mg/l P 

mg/l P 

µg/l Chl a 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0,0 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0,0 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 


Mär Mai Jun Aug Sep Okt 

2002 



2002 



2002 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

6 

m Sichttiefe 

mg/l N 

mg/l N 

mg/l N 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

1 m 10 m 



2002 



2002 



2002 



Chlorophyll a (µg/l) und Sichttiefen (m) im Schwentinesee 2004 

Insgesamt sind die Stoffumsatzprozesse in dieser 

seenartigen Erweiterung der Schwentine durch die 

Wasser- und Stoffzufuhr aus dem Kleinen Plöner 

See geprägt. Die Wasserzufuhr bestimmt wesent- 

lich das Schichtungsregime, da die Schichtung 

während des Sommers zeitweilig, vermutlich in 

Phasen vermehrten Abflusses, aufgehoben wird. 

Der vergleichsweise geringe Stickstoffgehalt der 

105


Schwentine, die bis zu diesem Punkt bereits eine 

Anzahl Seen durchflossen hat und dabei Stickstoff 

durch Denitrifikation verloren hat, führt zu einer 

potenziellen Stickstofflimitierung des Phytoplanktonwachstums 

fast während der gesamten Vegetationsperiode. 

Trotzdem treten Stickstofffixierende 

Cyanobakterien nur vorübergehend und 

lediglich in geringer Menge während der Stagnationsphase 

Anfang Juli in Erscheinung. Die Wasseraufenthaltszeit 

im Schwentinesee ist für die Entwicklung 

der langsamwachsenden N2-Fixierer, die 

zudem stabile Schichtungsverhältnisse bevorzu- 

mm³/l 

106 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

gen, wahrscheinlich zu kurz. Das zeitweilig massenhafte 

Auftreten von Detritus fressenden Wimpertieren 

und von Dinoflagellaten, die sich bei 

Bedarf heterotroph ernähren können, deutet auf 

Einschwemmung von organischer Substanz aus 

dem oberhalb liegenden Kleinen Plöner See. Das 

jahreszeitliche Muster der Phytoplanktonaspekte, 

die im Schwentinesee im Jahr 2004 stark wechselten, 

zeigte dagegen wenig Ähnlichkeit mit der 

im Jahr 2002 beobachteten Sukzession im Kleinen 

Plöner See. 

Abb. 63: Entwicklung des Biovolumens der dominierenden Phytoplanktongruppen (mm³/l) im Schwentinesee 2004 


Bacillariophyceae Chlorophyceae Cryptophyceae 

Cyanobakterien Dinophyceae Sonstige 

24.5. 28.6. 4.8. 

2004 

30.8. 4.10. 

Die tierische Besiedlung des Sediments im 

Schwentinesee wurde im Auftrag des Landesamtes 

von OTTO (2004) untersucht. Die folgenden 

Ausführungen sind seinem Bericht entnommen. 

Am Schwentinesee wurden drei Transekte untersucht. 

Dazu wurden in 0 bis 1 m und 2 bis 3 m 

Wassertiefe sowie am dritten Transekt zusätzlich 

in 5 bis 7 m und 10 bis 12 m Tiefe Proben entnommen. 

Insgesamt wurden 56 Taxa gefunden, wovon die 

Zuckmückenlarven mit 18 Taxa den größten, die 

Weichtiere mit 12 Taxa den zweitgrößten Anteil 

hatten. 

Im Schwentinesee war in der Zone 2 bis 4 m noch 

eine vergleichsweise artenreiche ufertypische Fauna 

vorhanden. Ab dieser Tiefe nahmen die für die 

Tiefenzone typischen Vertreter zu und überwogen 

schließlich in der Zone 5 bis 7 m. Der Übergang 

zum Profundal befand sich somit etwa zwischen 4 

und 5 m. 

Im Schwentinesee dominierten in allen Tiefen die 

Zuckmückenlarven und Wenigborster. In der Uferzone 

waren darüber hinaus Larven verschiedener 

Eintagsfliegenarten der Gattung Caenis in z.T. 

hohen Dichten vertreten. 

Auf Grund der Präsenz der Zuckmückenlarve Chironomus 

plumosus sowie der Büschelmückenlarve 

Chaoborus flavicans im Profundal ist der See als 

eutropher Chironomus plumosus-See im Sinne von 

THIENEMANN (1922) zu bezeichnen. Diese Be-

wertung wird durch die Ausdehnung der Uferzone 

gestützt. 


Der Schwentinesee ist Teil des FFH-Gebietes 

„Seen des mittleren Schwentine-Systems und 

Umgebung“, das 2004 als FFH-Gebiet gemeldet 

wurde. 


einen Angelverein. 

Die Beschreibung der Nutzung der Ufer folgt im 

wesentlichen den Angaben von STUHR (2004). 

Die Ufer sind in weiten Bereichen durch landwirtschaftliche 

Nutzung geprägt. Südöstlich von Wittmold 

hat das Vieh an mehreren Stelle Zugang zum 

Ufer, und auch die Weiden am Nordende des Sees 

besitzen keine Abzäunung zum Seeufer. Vor Wittmold 

gibt es eine Badestelle, zwei weitere kleine 

Badestellen befinden sich am Nordende des Sees. 

Private Bootsstege gibt es vereinzelt vor Wittmold, 

nordwestlich von Dörnick sowie am Nordufer. In 


Nordufer. In einigen Uferbereichen sind Vertrittschäden 

durch anlegende Wassersportler zu beobachten. 

Das Einzugsgebiet des Sees wird zu drei Viertel 

der Fläche landwirtschaftlich, davon 72 % als 

Acker, genutzt. Nur 6 % sind Wald, 3 % Siedlung. 

Wasserflächen nehmen 15 % des Einzugsgebiets 

ein. Die Zahl der Großvieheinheiten lag mit durchschnittlich 

0,8 GVE/ha landwirtschaftlich genutzter 

Fläche eher hoch. 

Abwasser erhält der Schwentinesee aus seinem 

Teileinzugsgebiet nicht. 






den Schwentinesee grob abgeschätzt (Abbildung 


Tabelle 13 : Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Schwentinesee aus verschiedenen Quellen (Abschätzung gemäß Kapitel 





Acker 222 0,5 111 20 4.436 

Grünland 85 0,2 17 10 848 


Moor 5 0,2 1 10 50 

Wald 25 0,05 1 7 174 

Siedlung 11 0,8 8 13 139 


Summe 410 250 6.149 

Niederschlag 63 0,15 9 12 744 


km² 

aus Einzugsgebiet Kl. Plöner 

See 399 0,08 10.066 0,8 100.000 


Summe [kg/a] 10.330 106.890 

g/m² a (bezogen auf Seefläche) 16,7 1.724 


107


Abbildung 64: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Schwentinesee 



und bei 107 t/a Stickstoff. Die Schwentine 

trägt bei beiden Nährstoffen ganz überwiegend zur 

Belastung bei (P: 96 %, N: 94 %). Abwasser und 

Siedlungsentwässerung haben mit unter 0,1 % 

einen sehr geringen Anteil. Mit jährlich 16,7 g/a·m 2 

P 

E 

108 

= 

L 

∗ 

z (1+ 

T 

W 

T 

W 

) 





P E 

= 

16,7 ∗ 

0,03 

5,8 (1 

+ 

0,03) 

= 


3% 

0,074 mg/l 

Phosphor 


96% 

Sonstiges 

1% 

Die nach VOLLENWEIDER zu erwartende Phosphorkonzentration 

im Schwentinesee liegt somit 

bei 0,074 mg/l Phosphor. Wegen des starken 

Wasseraustauschs, der im Jahresdurchschnitt 

theoretisch bei nur 11 Tagen liegt, ist ein Vergleich 

mit den tatsächlich gefundenen Konzentrationen, 

die im Jahresverlauf stark schwanken, 

schwierig. Die 2004 im Schwentinesee gemessenen 

Phosphorkonzentrationen lagen zwischen 

0,064 mg/l P (März) und 0,11 mg/l P (Oktober) 

und damit etwa in dem berechneten Bereich. Inwieweit 

der Schwentinesee als Phosphorsenke 

wirkt, ist durch die vorliegenden Untersuchungen 

nicht eindeutig zu klären. Eine nennenswerte Nettofreisetzung 

von Phosphor scheint jedoch nicht 

stattzufinden. 


5% 

Seefläche Phosphor ist die Flächenbelastung des 

Schwentinesees sehr hoch. 





für einen See abschätzen: 

Bewertung 

Stickstoff 


94% 

Sonstiges 

1% 

Der Schwentinesee besitzt ein großes Einzugsgebiet. 

Die derzeitige Phosphorbelastung ist mit 

16,7 g/m² im Jahr sehr hoch. 

Als Flusssee mit sehr geringer Wasseraufenthaltszeit 

ist er stark vom Zufluss geprägt. Insbesondere 

die Schichtungsverhältnisse und die Ausbildung 

von Tiefengradienten hängen stark vom jeweiligen 

Abfluss der Schwentine ab. Wenn sich eine vorübergehende 

Temperaturschichtung aufbaute wie 

im August 2004, werden intensive Zehrungsprozesse 

im Tiefenwasser deutlich, die wahrscheinlich 

mit Phosphorfreisetzung verbunden sind. Allerdings 

ist das Phytoplanktonwachstum vermutlich 

bereits ab Mai Stickstoff limitiert, da durch

Denitrifikation in den Seen des Oberlaufs der 

Schwentine die Stickstofffrachten bereits stark 

verringert wurden. Durch diese instabilen Verhältnisse 

ist die zeitliche Dynamik in der Entwicklung 

und Zusammensetzung der Phytoplanktonbiomasse 

sehr hoch. Die jahreszeitliche Sukzession 

war damit weder mit den anderen ungeschichteten 

Schwentineseen (Typ 11) noch mit dem oberhalb 

liegenden Kleinen Plöner See (Typ 10) zu vergleichen, 

wobei der Schwentinesee allerdings nicht im 

selben Jahr untersucht wurde wie die anderen 

genannten Seen. 

Die Bodenzone ist in weiten Bereichen gut besiedelt, 

die Zusammensetzung des Makrozoobenthos 

deutet auf einen eutrophen See hin. 

Die Ufervegetation des Schwentinesees ist teilweise 

durch Freizeitnutzung beeinträchtigt. In der 

Unterwasservegetation hat sich in den letzten 

Jahren der Neubürger Potamogeton nuttallii ausgebreitet, 

der möglicherweise andere Arten verdrängt, 

so dass dieser Trend weiter beobachtet 

werden sollte. 

Empfehlungen 

Der gegenwärtige trophische Zustand des 

Schwentinesees nach LAWA (1998) ist hoch 

eutroph (e 2). Ein Referenzzustand gemäß dem 

System nach LAWA lässt sich für diesen stark 

durchströmten, see-ähnlichen Flussabschnitt nicht 

angeben. Die intensiven Zehrungsprozesse zeigen 

jedoch, dass sich der Stoffhaushalt dieses Sees 

nicht im Gleichgewicht befindet. 

Maßnahmen zur Reduzierung der Nährstofffrachten 

konzentrieren sich im wesentlichen auf das 

flussaufwärts gelegene Einzugsgebiet der Schwentine 

und sind bereits bei den entsprechenden Seen 

besprochen. Einige Maßnahmen sind jedoch auch 

im Teileinzugsgebiet des Schwentinesees sinnvoll: 


• Die Äcker der steilen Ufer im Norden und 

Süden sind nur durch einen schmalen Gehölzstreifen 

vom Gewässer getrennt. Um 

direkten Eintrag durch Erosion zu verhindern, 

sollten hier entsprechend breite Pufferstreifen 

eingerichtet werden (s. MLUR 

2005) 

• Viehweiden sollten vom Gewässerufer 

vollständig abgezäunt werden, um Vertritt 

und Eintrag durch Fäkalien zu verhindern 

• Der Schwentinesee wird, wie die anderen 

Seen des Plöner Gebiets, im Sommer 

recht stark von Wassersportlern frequentiert. 

Diese suchen sich häufig Stellen, an 

denen man am Ufer anlegen oder auch 

aussteigen kann. Eventuell ist hier noch 

Aufklärungsarbeit zu leisten, um die 

Schilfzone besser zu schützen. 

109

Lanker See 

Lanker See (2002) 


1727/1827 


Kreis: Plön 

Gemeinde: Preetz 

Eigentümer: Privat 

Pächter: Angelverein 


Rechtswerte: 358116 - 441838 

Hochwerte: 598679 - 601480 

Höchster Wasserstand (Abflussjahr 2001/2003, m ü.NN): 20,23 






Seevolumen (m³) bei 19,28 m ü.NN: 13,8 Mio. 










Mischungsverhalten: Nordbecken im Sommer stabil geschichtet 

Seetyp 11 

Entstehung 

Wie die meisten Seen des Östlichen Hügellands ist 

auch der Lanker See durch die Weichseleiszeit entstanden. 

Der genaue Entstehungsprozess ist relativ 

kompliziert und war lange umstritten. Der gegenwärtige 

Kenntnisstand zur Entstehung des 

Lanker Sees ist von GARNIEL (2002) dargestellt: 

Danach wurde die Landschaft um den Lanker See 

von einer Eiszunge geformt, die aus nordwestlicher 

Richtung nach Südosten vordrang. Zwei 

Randlagen dieser Eiszunge, die dem Frankfurter 

Stadium bzw. dem dritten Weichsel-Vorstoß zuzuordnen 

sind, lassen sich heute noch erkennen. Die 

ältere Randlage bildet die östliche Umrahmung des 

Lanker Sees und verläuft über Sophienhof, dem 

Kolksee, Wahlstorf und lässt sich nach Westen hin 

bis Depenau verfolgen. Die jüngere, südöstliche 

Randlage verläuft über Dörnick, Wittmold und 

Theresienhof. 

110 


Der Lanker See ist der letzte größere See in der 

Kette der Schwentineseen (Abbildung 65). Entsprechend 

ist sein gesamtes Einzugsgebiet mit 

446 km², von denen nur 21,9 km² zum eigenen 

Teileinzugsgebiet gehören, sehr groß. Bei einer 

Seefläche von 3,8 km² ergibt sich ein großer Umgebungsarealfaktor 

von 116. Die direkte Umgebung 

des Lanker Sees ist vor allem durch Landwirtschaft 

und die im Norden gelegene Stadt 

Preetz geprägt. 

Das direkte Einzugsgebiet besteht überwiegend 

aus Braunerden, Niedermoortorfen, Pseudogleyen 

und Gleyböden. Im Untergrund herrscht Geschiebelehm 

vor.


Lanker 

See 

- 


see 

Stocksee 

Kleiner 

Plöner 

See 

. 

Großer 

Plöner 

See 

Trammer 

See 

Abbildung 65 : Einzugsgebiet des Lanker Sees 

Schluensee 

Behler 

See 

Suhrer 

See 

Vierer See 

Die Schwentine fließt im Süden in den Lanker 

Sees und verlässt ihn im Norden. Sie ist sein größter 

Zulauf. Neben zahlreichen Wiesenentwässerungen 

münden folgende kleineren Zuflüsse in den 

See: Die Abläufe vom Wielener See und Kührener 

Teich, der zum Abfischen regelmäßig in den Lanker 

See abgelassen wird, sowie die Kührener Au 

fließen in das Südbecken. Die Abläufe vom Scharsee 

und Kolksee sowie das Fließgewässer aus der 

Dieksee 

Kellersee 

0 3 6 9 km 

Ukleisee 

Sibbersdorfer 

See 

. 

Gr Eutiner See 

Kl. . 

Eutiner 

See 

Lanker See 

Stendorfer 

See 

Gläserkoppel münden in das Nordbecken. Im 

Sommerhalbjahr führen die kleineren Zuflüsse oft 

sehr wenig Wasser oder fallen sogar trocken. Für 

diese Untersuchung wurden die beiden größten 

der kleineren Zuläufe, nämlich der Ablauf aus dem 

Scharsee und der aus Kühren kommende Zulauf 

beprobt. Die Abflussmenge dieser Zuläufe betrug 

jedoch meistens deutlich unter 5 % der Gesamtmenge. 

111

Lanker See 

112 

m³/s 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


2002 

Abbildung 66: Abflussmengen (m³/s) der Schwentine oberhalb des Lanker Sees am Messpunkt Wahlstorf im Jahr 2002 (Einzelmessungen) 

Aufgrund der extremen Niederschläge waren die 

Abflüsse der Schwentine im Jahr 2002 sehr ungleichmäßig. 

Ungewöhnlich hoch waren die sommerlichen 

Abflüsse in der unteren Schwentine vor 

allem im August (Abbildung 66). 




°C 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

Temperatur 

MW 1961-1990 2002 


mm/Mon. 

200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

im langjährigen Mittel, insbesondere der Januar 

und Februar, aber auch der August, wiesen überdurchschnittlich 

hohe Temperaturen auf. 2002 

war gleichzeitig ein sehr nasses Jahr, die Niederschlagssumme 





auszeichnete. 


MW 1961-1990 2002 


Abbildung 67: Mittlere Monatstemperaturen und monatliche Niederschlagshöhen für 2002 an der Messstation Eutin im 

Vergleich zum langjährigen Mittel 1961/90 

Die Seespiegelschwankungen waren 2002 beim 

Lanker See durch die ungewöhnlich hohen Niederschläge 

mit 1,1 m sehr hoch (Abbildung 68). 

Das Becken des Lanker Sees ist mit zwei Teilbecken, 

vier größeren und etwa sechs kleineren 

Inseln und zahlreichen Ausbuchtungen recht strukturreich 

geformt (Abbildung 69). Die größte Insel, 

Probstenwerder, ist mehrere Hektar groß, die 

Halbinsel Appelwarder war bis zur Seespiegelsenkung 

Anfang des 20. Jahrhunderts eine selbständige 

Insel und wurde Anfang der 80er Jahre 

durch einen künstlichen Durchstich wieder als 

Insel hergestellt (LANDESAMT FÜR 

NATURSCHUTZ UND LANDSCHAFTSPFLEGE 

1990). Mit einer mittleren Tiefe von nur 3,6 m ist 

der Lanker See, der zu den 15 größten Seen 

Schleswig-Holsteins gehört (LANDESAMT FÜR


HOLSTEIN 1989), sehr flach. Das südliche Becken 

besitzt eine maximale Tiefe von 6,7 m, weite Bereiche 

sind flacher als 5 m. Die tiefste Stelle des 

Sees (20,5 m) befindet sich im Osten des Nordbeckens. 

Nord- und Südbecken sind durch einen nur 

Wasserstand (müNN) 

20,4 

20,2 

20,0 

19,8 

19,6 

19,4 

19,2 

19,0 

18,8 

18,6 

Lanker See 

wenig mehr als 1 m tiefen Durchfluss miteinander 

verbunden. Die Ufer weisen Terrassen unterschiedlicher 

Ausprägung auf. Besonders eindrucksvoll 

ist das Ostufer geformt, wo mehrere parallel 

verlaufende sehr hohe Stauchmoränenwälle an 

den See stoßen. 

Jan Jul Jan Jul Jan Jul 

2001 

Abbildung 68 : Seewasserstände (m ü.NN) im Lanker See 2001 bis 2003 

Der Lanker See ist an der tiefsten Stelle des Nordbeckens 

im Sommer stabil geschichtet. Die Lage 

der Sprungschicht im Nordbecken wechselte aber 

sehr stark, so dass hier für 2002 kein Verhältnis 

von Hypolimion- zu Epilimnion-Volumen angegeben 

werden kann. Da die tiefe Stelle jedoch nur 

einen sehr kleine Fläche einnimmt, beträgt das 

Volumen des Epilimnion ein Vielfaches von dem 

des Hypolimnions. Das Südbecken weist keine 

stabile sommerliche Schichtung auf. Der See wird 

deshalb insgesamt dem Typ 11 nach MATHES et 

al. 2002 zugeordnet. 

Ufer 

Die Ufervegetation des Lanker Sees wurde im Auftrag 

des Landesamtes von GARNIEL (2002) erfasst. 

Die folgenden Ausführungen sind ihrem 


Einige Uferabschnitte des Lanker See sind mit 

schmalen Gehölzsäumen bestanden, die oft nur 

aus einer einzigen Baumreihe bestehen. Standortgerechte, 

einheimische Baumarten wie Esche Fraxinus 

excelsior, Schwarzerle Alnus glutinosa und 

verschiedene Weidenarten Salix spp. herrschen 

2002 2003 

vor. Vereinzelt trifft man auf alte Pappeln Populus 

spp.. 

An die Ufer angrenzend herrscht Grünlandnutzung 

vor. Intensiv genutzte Weiden, z. T. mit Zugang 

der Tiere zum Wasser und Bodenschäden, befinden 

sich am Südufer sowie am Nordostufer bei 

Freudenholm. Die übrigen Bereiche sind überwiegend 

extensiv genutzt, teilweise werden sie aus 

Naturschutzgründen beweidet. Drei Typen artenreichen 

Feuchtgrünlandes werden gefunden: Seggenreiche 

Sumpfdotterblumenwiesen mit u.a. 

Breitblättrigem Knabenkraut Dactylorhiza majalis, 

das nach der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen 

Schleswig-Holsteins (MIERWALD & 

BELLER 1990) gefährdet ist (RL 3), Sumpfveilchen 

Viola palustris (RL 3), Fieberklee Menyanthes trifoliata 

(RL 3) und Fadenbinse Juncus filiformis 

(RL 3) kommen auf Niedermoortorfen der Verlandungszone 

vor allem im Norden des NSG vor. 

Kleinflächig in Bereichen mit basenreichem Sickerwasser 

oder auf Seekreideablagerungen gibt es 

Vorkommen typischer Arten der Kalkflachmoore 

mit u.a. Stumpfblütiger Binse Juncus subnodulosus 

(RL 3), Fleischrotem Knabenkraut Dactylorhiza 

incarnata (RL 2) und Sumpf-Dreizack Triglochin 

palustre (RL 3). 

113

Lanker See 

114 

Kührener Au 


Appelwarder 

6 

2 

Abfluss 

Kührener Teich 

4 

0 500 m 

4 

Probstenwerder 

Abbildung 69 : Tiefenplan des Lanker Sees (X = Probestelle) 

Durch Aufgabe der Beweidung ist diese Artenzusammensetzung 

z.T. gefährdet (so auf der Kührener 

Halbinsel). Auf den trockeneren, basenreichen 

Böden des Appelwarders kommen u.a. Goldhafer 

Trisetum flavescens (RL 2) und Wiesenprimel Primula 

veris (RL 3) vor. Der Wiesenprimel-Bestand 

auf dem Appelwarder ist das größte geschlossene 

Vorkommen dieser Art in Schleswig-Holstein und 

entfaltet im Mai einen eindrucksvollen Blühaspekt. 

2 

4 

4 

6 

6 

Ablauf Scharsee 

12 

8 

10 

14 

16 

6,7 

20,6 

18 

Ablauf Kolksee 

Fließ aus 

Gläserkoppel 

Ablauf 

Wielener See 


Die Röhrichte des Lanker Sees sind durch die frühere 

Beweidung der Ufer, die vermutlich alle Bereiche 

des Sees betraf, mehr oder weniger stark 

geprägt. Die heutigen Röhrichtbestände haben sich 

wahrscheinlich erst seit ca. 120 Jahren (nämlich 

nach einer Seespiegelsenkung) in den See hinein 

ausgedehnt. Größere zusammenhängende und 

relativ intakte Landröhrichte kommen im NSG an 

der Kührener Halbinsel und gegenüberliegend am 

Ostufer vor. Diese Röhrichte setzen sich überwie-

gend aus Schilf Phragmites australis zusammen. 

Vor allem am Nordostufer und am Südufer sind die 

Auswirkungen der früheren Beweidung noch immer 

zu erkennen. Hier bestehen noch immer mosaikartige 

Ersatzgesellschaften von beweidungstoleranten 

Arten, vor allem Kalmus Acorus calamus. 

Das Schilf konnte seine ursprüngliche Dominanz, 

vermutlich durch den hohen Fraßdruck der 

Wasservögel, bisher nicht zurück gewinnen. Verlandungsschilf 

auf organischen Böden findet man 

in den Buchten des Westufers. An der Wasserlinie 

wächst das Schilf hier auf instabilen Schilftorfmudden. 

Am Außensaum sind schwimmende Matten 

aus Wasserschierling Cicuta virosa, Scheinzypersegge 

Carex pseudocyperus, Flussampfer Rumex 

hydrolapathum und Wassersumpfkresse Rorippa 

amphibia ausgebildet. Wasserröhrichte, d.h. 

auf permanent überflutetem Boden wachsende 

Röhrichte, kommen außer an der Schwentine im 

Übergang zum Kirchsee ebenfalls nur an der Kührener 

Halbinsel und am gegenüberliegenden Ostufer 

vor. Sie siedeln lediglich bis zu einer Wassertiefe 

von 0,6 bis 0,8 m. Auf weite Strecken ist 

dem Schilfröhricht hier wasserseitig ein schmaler 

Saum von Schmalblättrigem Rohrkolben Typha 

angustifolia vorgelagert. Die Röhrichte sind in 

weiten Bereichen geschädigt. Schilfstoppelfelder 

vor der wasserseitigen Front weisen hier wie in 

anderen Bereichen, in denen das Wasserschilf 

völlig verschwunden ist, auf die ursprüngliche 

Ausdehnung der Röhrichte. In Bereichen, in denen 

die Röhrichte seit Jahrhunderten beweidet werden, 

finden sich dagegen keine Stoppelfelder. Insgesamt 

wird der Rückgang aber nicht als so stark 

eingeschätzt wie in anderen schleswig-holsteinischen 

Seen. 

In den ruhigen Buchten ist dem Röhricht ein 

Schwimmblattgürtel mit Gelber Teichrose Nuphar 

lutea und Weißer Seerose Nymphaea alba vorgelagert. 

An Unterwasserpflanzen wurden 23 Arten (ohne 

submerse Formen von Röhrichtpflanzen) gefunden, 

davon sieben Arten Armleuchteralgen. Bei den 

festgestellten Arten handelt es sich größtenteils 

um belastungstolerante Arten mit weiter ökologischer 

Amplitude. Zu den charakteristischen Arten 

des Sees gehören das Kammlaichkraut Potamogeton 

pectinatus, das Zwerglaichkraut Potamogeton 

pusillus, das nach der Roten Liste der Farn und 

Blütenpflanzen Schleswig-Holsteins (MIERWALD & 

BELLER 1990) als gefährdet eingestuft wird 

(RL 3), sowie das Durchwachsene Laichkraut Potamogeton 

perfoliatus, die Zerbrechliche Armleuchteralge 

Chara globularis und der Spreizende 

Wasserhahnenfuß Ranunculus circinatus. Diese 

Arten sind für basen- und nährstoffreiche Seen 

des schleswig-holsteinischen Östlichen Hügellandes 

charakteristisch. Auch die eingewanderte 

Lanker See 

Art Nutalls Wasserpest Elodea nutallii, die in 

Schleswig-Holstein in starker Ausbreitung begriffen 

ist, wurde im Lanker See festgestellt. Unter 

den gefundenen Armleuchteralgen sind mehrere in 

Schleswig-Holstein sehr seltene Arten wie die 

Stachelspitzige Glanzarmleuchteralge Nitella mucronata 

(RL 1) und die Knäuelarmleuchteralge Tolypella 

glomerata (RL 2). Gefährdete Arten sind auch 

unter den untergetaucht lebenden Moosen (Gemeines 

Brunnenmoos Fontinalis antipyretica, RL 3) 

und den höheren Pflanzen (Herbstwasserstern 

Callitriche hermaphroditica, RL 2) vertreten. Diese 

lichtbedürftigen Arten treten im Lanker See nur im 

Flachwasserbereich auf, der nach Verdrängung 

des Röhrichts durch Beweidung zur Verfügung 

stand. Damit waren Bedingungen erfüllt, die trotz 

starker Nährstoffbelastung das Überleben von 

kleinen Beständen von seltenen Wasserpflanzen 

erlaubten. 

Von GARNIEL wurde auch ein Vergleich der eigenen 

Untersuchungen mit der Vegetationskartierung 

des Landesamtes für Wasserhaushalt und Küsten 

von 1986 (LW 1989) vorgenommen. Trotz der 

unterschiedlichen Methodik wurde deutlich, dass 

sich die Tauchblattpflanzen im Lanker See deutlich 

in die Tiefe ausgebreitet haben, ein Indiz für verbesserte 

Lichtverhältnisse im Wasser und damit 

eine Verringerung der Trophie. Die Zunahme der 

Tiefenausdehnung lag, je nach Art, zwischen 1 

und 2 m. Die 1986 geringe Artenzahl (13 Arten) 

führt GARNIEL dagegen auf Unterschiede in der 

Untersuchungsmethode zurück. Ein Vergleich mit 

einer Arbeit aus den 1930er Jahren (SAUER 1937 

nach GARNIEL 2002) weist darauf hin, dass der 

Lanker See bereits damals einen eutrophen Zustand 

aufwies. 

In einem älteren Bericht (LANDESAMT FÜR 

NATURSCHUTZ UND LANDSCHAFTSPFLEGE 

1990) wird dargestellt, dass die Ufer noch 1986 

beweidet wurden (bes. Nordufer, gesamtes Südufer, 

einzelne Strecken des Westufers) und weitgehend 

röhrichtfrei waren. In dieser Veröffentlichung 

sind darüber hinaus frühere Nutzungen der 

Ufer, größtenteils aus Informationen aus der topografischen 

Karte von 1877, zusammengefasst: 

Weite Bereiche der Ufer wurden bereits im 19. 

Jahrhundert beweidet. Im Bereich der Halbinsel 

und des heutigen NSG am Westufer und gegenüber 

liegend am Ostufer westlich Vogelsang 

wurde Torf gestochen. Eine Bucht nördlich von 

Freudenholm war bereits trocken gelegt. Diese 

Fläche wurde Anfang der 1980er Jahre aus der 

Nutzung genommen und entwickelte sich zu einem 

Sumpfgebiet. 

Insgesamt ist die Vegetation des Lanker Sees mit 

über 360 Arten ungewöhnlich artenreich. 33 Arten 

- in erster Linie handelt es sich um Arten des ex- 

115

Lanker See 

tensiv genutzten Grünlands - gelten nach der Roten 

Liste Schleswig-Holsteins als gefährdet. Das 

Röhricht des Lanker Sees ist jedoch in weiten 

Bereichen geschädigt bzw. zerstört. Die überwiegend 

durch Uferbeweidung zerstörten Röhrichte 

konnten sich auch nach Aufgabe dieser Nutzung 

aufgrund Wasservogelfraß in den meisten Bereichen 

nicht regenerieren. Die Unterwasservegetation 

ist artenreich und hat sich nach Verringerung 

der Trophie deutlich ausgedehnt, wobei allerdings 

ein Teil des Artenreichtums auf die Besiedlung der 

früher durch Röhricht bewachsenen Flächen zurückzuführen 

ist. 

Freiwasser 

Der Lanker See wurde an zwei Probestellen untersucht: 

An der tiefsten Stelle des flachen Südbeckens, 

die nur vorübergehend Temperaturschichtungen 

zeigte und an der Stelle der Maximaltiefe 

im Nordbecken, die im Sommer stabil 

geschichtet war (Abbildung 73). 

Bei Calciumkonzentrationen um 57 mg/l (Frühjahr) 

war der Lanker See mit einer Säurekapazität von 

2,5 mmol/l (Frühjahr) recht gut gepuffert. Die pH- 

Werte lagen im Oberflächenwasser zwischen 8,0 

und 9,0. Die elektrische Leitfähigkeit war gering 

und schwankte zwischen 39 und 43 mS/m, 

Die Stoffkonzentrationen werden bei einer theoretischen 

Wasseraufenthaltszeit von nur 36 Tagen in 

beiden Becken wesentlich vom Zufluss bestimmt. 

Die Gesamtphosphorkonzentrationen lagen zwischen 

0,06 und 0,18 mg/l P, die Gesamtstickstoffkonzentrationen 

zwischen 0,7 und 1,6 mg/l 

N. Im Vergleich mit anderen schleswigholsteinischen 

Seen sind die Phosphorwerte als 

mittel bis hoch, die Stickstoffwerte als eher gering 

einzustufen. In beiden Becken war meist anorganisch 

gelöster Phosphor vorhanden, während der 

anorganische Stickstoff von Juni bis September 

nur in geringen Konzentrationen und fast ausschließlich 

als Ammonium vorlag. Das N/P- 

Verhältnis bewegte sich im Sommer zwischen 6 

und 12 und lag damit in einem Bereich, in dem der 

Stickstoff zum wachstumslimitierenden Faktor 

werden kann 

116 

Von den beiden Probestellen liegt die des Südbeckens 

direkt im Anstrom der Schwentine, während 

die tiefste Stelle des Nordbeckens zusätzlich durch 

den Zufluss von Kühren sowie den Ablauf des 

Scharsees beeinflusst wird. Der Beitrag dieser beiden 

Zuflüsse zur Gesamtzuflussmenge war zwar 

gering, da aber beide zeitweilig einen Gesamtphosphorgehalt 

von über 0,5 mg/l P aufwiesen, könnten 

die Zuflüsse vorübergehend einen Einfluss auf 

die Nährstoffkonzentrationen gehabt haben. 

In Abbildung 71 sind die Abflussmengen der 

Schwentine am Einstrom in den Lanker See sowie 

die Chloridkonzentrationen in den beiden Seeteilen 

und in der Schwentine dargestellt. Die Konzentrationen 

des Chlorids, das biologisch nicht in nennenswerter 

Menge umgesetzt wird und daher als 

„Tracer“ dienen kann, zeigen im flachen Becken 

einen nahezu identischen Verlauf wie in der 

Schwentine, während an der tiefen Stelle im Nordbecken 

teilweise erst verzögerte Konzentrationserhöhungen 

eintreten. Es wird außerdem sichtbar, 

dass das Schwentinewasser den See im Epilimnion 

durchquert und das Hypolimnion nicht erfasst. 

Wegen des unterschiedlichen Schichtungsverhaltens 

und der damit verschieden ablaufenden Umsatzprozesse 

sollen die beiden Becken im Folgenden 

getrennt besprochen werden. 

Südbecken 

Das flache Südbecken, das für einen großen Teil 

des Sees repräsentativ ist, wird besonders häufig 

mit Schwentinewasser ausgetauscht. Nimmt man 

an, dass der Anteil dieses Seebeckens am Gesamtseevolumen 

etwa ein Drittel ausmacht, so 

wurde dieses Becken in den abflussreichen Monaten 

Februar, März und August etwa dreimal, im 

abflussarmen Oktober immerhin noch zu einem 

Drittel ausgetauscht. Die hohe Austauschrate trägt 

dazu bei, dass an der 6,7 m tiefen Probestelle zu 

den Beprobungstagen nur vorübergehend eine 

Schichtung zu sehen war.

m³/s 

mg/l 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

52 

50 

48 

46 

44 

42 

40 

Wasserzufluss der Schwentine 


2002 

Chlorid in der Schwentine 


2002 

mg/l 

mg/l 

50 

48 

46 

44 

42 

40 

52 

50 

48 

46 

44 

42 

40 

Chlorid im Nordbecken 

Lanker See 

1 m 5 m 10 m 

15 m 19 m 


2002 

Chlorid im Südbecken 

1 m 5 m 


Abbildung 70: Abflussmengen und Chloridkonzentrationen der Schwentine bei Gut Wahlsdorf sowie Chloridkonzentrationen 

im Süd- und im Nordbecken des Lanker Sees 2002 

In den Wintermonaten (Januar und Februar) strömten 

dem Lanker See aus der Schwentine monatlich 

2,5 bzw. 3,7 t Phosphor zu, und die Phosphorkonzentrationen 

im See erreichten Werte von über 

0,1 mg/l P. Die Stickstoffkonzentration lag bei 1,6 

mg/l N. Bereits zu dieser Zeit erreichte das Phytoplanktonbiovolumen 

relativ hohe Werte zwischen 

13 und 21 mm³/l (SPETH 2002), das einer 

Chlorophyll a - Konzentration von 35 bis 50 µg/l 

entsprach . Das Phytoplankton wurde zu mehr als 

75 % von der centrischen Kieselalge Aulacoseira 

islandica dominiert. Das Zooplankton erreichte nur 

geringe Biomassen, es bestand überwiegend aus 

Ciliaten und Einzellern, Bakterien und Detritus 

fressenden Gruppen, die für das Winterplankton 

typisch sind (SPETH 2002). 

Im März und April hatten Phosphor- und Stickstofffrachten 

aus der Schwentine und im Seewasser 

deutlich abgenommen, anorganische Nährstoffe 

waren im Seewasser im April kaum noch 

vorhanden. Die Kieselsäurekonzentration in der 

Schwentine war unter die Nachweisgrenze gesunken, 

so dass die Kieselalgenpopulation im März 

weitgehend zusammenbrach und Detritus fressende 

Ciliaten vermehrt auftraten. Im Zooplankton 

traten im April mit dem Hüpferling Cyclops vicinus 

2002 

und dem Blattfußkrebs Daphnia cucullata größere 

Formen häufiger auf. Da die Phytoplanktondichte 

trotz steigender Konzentrationen von anorganischem 

Phosphor und Kieselsäure gering blieb, war 

in dieser Phase vermutlich eine Kontrolle des Algenwachstums 

durch das Zooplankton gegeben. 

Bei weiterhin zunehmender Dichte der Blattfußkrebse 

im Mai wechselte der Phytoplankton- 

Aspekt zu Cryptophyceen (v.a. Rhodomonas lacustris), 

die einen Anteil von mehr als 80% am 

Gesamtbiovolumen erreichten. Die Chlorophyll a - 

Konzentration sank auf das Jahresminimum von 

7 µg/l, und mit 2,8 m Sichttiefe trat kurzzeitig ein 

Klarwasserstadium auf. Der zunehmende Fraßdruck 

durch Blattfußkrebse sorgte vermutlich weiterhin 

bis Juni für abnehmende Phytoplanktonbiomassen. 

Eine Besonderheit war das Auftreten des 

sehr großen (bis 4 mm Körperlänge) räuberischen 

Kleinkrebses Leptodora kindtii, der im Mai und Juli 

mit bis zu 4 Ind./l gefunden wurde. Der Gesamtphosphor, 

der jetzt überwiegend anorganisch vorlag, 

nahm zu, die Kieselsäurekonzentrationen 

schnellten wieder in die Höhe. 

Im Juni traten kurzfristig noch einmal vermehrt 

Kieselalgen (hauptsächlich Aulacoseira granulata) 

117

Lanker See 

auf, was einen deutlichen Anstieg des Biovolumens 

bewirkte. Das N/P-Verhältnis in der Schwentine 

lag jetzt bei 10 und geriet damit in einen Bereich, 

in dem Stickstoff zum wachstumsbegrenzenden 

Faktor für das Phytoplankton wird. Anorganischer 

Stickstoff stand nur in geringen Konzentrationen 

als Ammonium zur Verfügung. 

Ende Juli bis Ende August stiegen die Phosphorkonzentrationen 

im See sprunghaft an, obwohl die 

Gehalte in der Schwentine gleich geblieben waren. 

Unter vermutlich windstillen Verhältnissen und geringem 

Wasserzustrom hatte sich im Juli eine 

Temperaturschichtung eingestellt, die im Tiefenwasser 

zu Sauerstoffdefiziten führte. Zwar sank 

die Sauerstoffsättigung in der 5 m-Schicht nur auf 

50 %, am Sediment war sie vermutlich aber geringer, 

denn in der nachfolgenden Durchmischungsphase 

stieg der Phosphor deutlich an, obwohl der 

P-Gehalt der Schwentine im abflussreichen August 

eher niedrig lag (Abbildung 72). Starker Fraß von 

Cladoceren (Daphnia cucullata mit über 100 Ind./l) 

kann ebenfalls zur höheren Verfügbarkeit von 

Phosphor, der jetzt zu etwa 50 % anorganisch 

vorlag, beigetragen haben. Zudem waren die 

Frachten der beiden kleineren Zuflüsse im Juli 

erhöht (s.o.), und es kam aufgrund der hohen 

Niederschläge zu erhöhten Abschwemmungen von 

den seenahen Flächen. Ab Juli dominierten in der 

Phytoplanktongemeinschaft fädige Cyanobakte- 

118 

mm³/l 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Phytoplankton-Biovolumen 





2002 

rien, deren Biomasse Ende Juli das Jahresmaximum 

erreichte. Lediglich Ende August wurde die 

kurzzeitig abnehmende Biomasse der Cyanobakterien 

von der der Dinoflagellaten (hauptsächlich 

Periniopsis polonicum) übertroffen. Zu beiden 

Zeitpunkten traten hauptsächlich zur Stickstofffixierung 

befähigte Cyanobakterienarten der Gattung 

Anabaena auf, die bei einer potenziellen 

Stickstofflimitation einen möglichen Selektionsvorteil 

nutzen konnten. 

Von September bis November dominierten mit 

leicht abnehmender Tendenz weiterhin Cyanobakterien, 

wobei jetzt jedoch im Gegensatz zu den 

Vormonaten hauptsächlich Vertreter der Gattung 

Limnothrix vorherrschten. Ab Oktober wurden 

diese zunehmend durch centrische Kieselalgen 

verdrängt, die im November einen Biovolumenanteil 

von 38% ausmachten. Das Gesamtbiovolumen 

(10 mm³/l) und die Chlorophyllwerte 

(56 µg/l) blieben bis in den November hinein auf 

einem hohen Niveau. Das Zooplankton verlor an 

Bedeutung, lediglich die Zahlen der Detritus fressenden 

Gruppe der Ciliaten nahmen noch zu. Der 

Sauerstoffhaushalt war überwiegend ausgeglichen. 

Nur in kurzen, vermutlich windstillen Phasen 

kam es zu Temperaturschichtungen mit Sauerstoffzehrung 

im Tiefenwasser und Übersättigung 

im Oberflächenwasser (besonders ausgeprägt im 

Juli 2002). 

1400 

1200 

1000 

800 

600 

400 

200 

0 

Zooplankton-Biomasse 

Cladocera Nauplien 

Calanoide Copepoda Cyclopoide Copepoda 

Ciliata Rotatoria 

µg/l TG 


Abbildung 71: Phytoplankton-Biovolumen sowie Zooplankton-Biomasse (als Trockengewicht) im Südbecken des Lanker Sees 

2002 (Zooplankton-Trockengewicht ohne Leptodora kindtii, die im Mai, Juni und Juli mit Biomassen von bis zu 4000 µg/l auftrat) 

2002

mg/l P 

mg/l P 

µg/l Chl a 

0,20 

0,15 

0,10 

0,05 

0,00 

0,20 

0,15 

0,10 

0,05 

0,00 

100 

80 

60 

40 

20 

0 



2002 



2002 



2002 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

mg/l N 

mg/l N 

mg/l N 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

1 m 5 m 


Lanker See 


2002 



2002 



2002 


Chlorophyll a (µg/l) und Sichttiefen (m) im Südbecken des Lanker Sees 2002 

m Sichttiefe 

119

Lanker See 

Nordbecken 

Nachdem die Schwentine das Südbecken passiert 

hat, fließt sie durch eine ca. 200 m breite Passage 

in das Nordbecken. Die Probestelle liegt zwar etwas 

abseits des Hauptstroms, der Vergleich der 

Chloridkonzentrationen in der Schwentine bzw. im 

Südbecken zeigt jedoch, dass sich das Schwentinewasser 

im bis 10 m tief reichenden Epilimnion 

des Nordbeckens verteilt (Abbildung 70). 

Die Stoffkonzentrationen im Epilimnion des Nordbeckens 

entwickeln sich im wesentlichen ähnlich 

wie die im Südbecken. Die beiden Zuflüsse „Kührener 

Mühle“ und „Ablauf Scharsee“ scheinen 

wegen der geringen Abflussmenge (meist unter 

5 % des Gesamtzuflusses) trotz erhöhter Konzentrationen 

von Phosphor (z.T. über 0,5 mg/l P) und 

Stickstoff nur einen geringen Einfluss auf die Prozesse 

im Nordbecken zu nehmen. Bezogen auf die 

abgeschätzte Fracht trugen diese kleineren Zuflüssen 

lediglich im extrem regenreichen Juli merklich 

zur Gesamtfracht bei (P: 36 %, N: 9 %). In 

den übrigen Monaten lag der Beitrag meist unter 

2 %. 

Im Nordbecken waren die Gesamtphosphor- und 

die Kieselsäurekonzentrationen zu Beginn des Jahres 

durch die Kieselalgenblüte im Südbecken bereits 

verringert. Entsprechend fiel die Kieselalgenblüte 

im Januar und Februar gemessen am Biovolumen 

und Chlorophyllgehalt (Januar Nord: 38 

µg/l, Süd: 49 µg/l Chlorophyll a) hier etwas geringer 

aus. Eine weitere Ursache könnte die im Norden 

höhere Biomasse der Kleinkrebse in diesen 

Monaten sein. Die dominate Kieselalgenart war 

wie im Südbecken Aulacoseira islandica. 

Im März brach die Kieselalgenblüte zusammen, 

und die Phytoplanktonbiovolumina blieben bis Juni 

bei einer maximalen Sichttiefe von 2,8 m relativ 

gering. Im Nordbecken wurden nach Zusammenbruch 

der Frühjahrsblüte ebenso vermehrt Ciliaten 

beobachtet. Die Zusammensetzung der Phytoplanktongemeinschaft 

wies aber auch nach diesem 

Ereignis eine hohe Ähnlichkeit mit der des 

Südbeckens auf. So wurde die Algengemeinschaft 

zur Zeit des Klarwasserstadiums im Mai fast ausschließlich 

von Cryptophyceen dominiert, während 

im Juni ein Anstieg des Biovolumens aufgrund des 

Wachstums der centrischen Kieselalge Aulacoseira 

granulata zu verzeichnen war. Die Gesamtphosphorkonzentrationen 

fielen von 0,10 mg/l P 

im Januar auf unter 0,05 mg/l P im März. Schon 

Anfang April war eine leichte thermische Schich- 

120 

tung vorhanden, und es setzte eine rascher Sauerstoffschwund 

im Tiefenwasser ein (Abbildung 73), 

der bereits im Mai zu völliger Sauerstofffreiheit im 

unteren Hypolimnion und zu intensiver Desulfurikation 

führte. Starker Schwefelwasserstoffgeruch 

zeigte, dass die bereits Ende Mai festgestellte 

Desulfurikation weiter zugenommen hatte. Anorganisch 

gelöster Phosphor war jetzt im Oberflächenwasser 

wieder reichlich vorhanden, während 

der anorganische Stickstoff nur in sehr geringen 

Konzentrationen vorlag. Stickstoff, dessen 

Konzentration in der Schwentine im Verlauf des 

Jahres stark abnahm, wurde vermutlich ab etwa 

Ende April zumindest zeitweise zum wachstumslimitierenden 

Faktor. Im Tiefenwasser dagegen 

reicherten sich Phosphor und Stickstoff an und erreichten 

Konzentrationen von 0,68 mg/l P und 

2,7 mg/l N. 

Auch im Nordbecken dominierte Ende Juli zur 

Stickstofffixierung befähigte Cyanobakterienarten 

der Gattung Anabaena die Phytoplanktonbiomasse, 

wenn auch in etwas geringerer Dichte als 

im Südbecken. Ende August war die ebenso im 

Südbecken dominante Dinoflagellatenart Peridinium 

polonicum in größeren Abundanzen vertreten 

und erreichte mehr als 50% am Gesamtbiovolumen. 

Ende Juli dehnte sich das Epilimnion 

von 10 auf 14 m Tiefe aus, so dass möglicherweise 

phosphorreiches Tiefenwasser in das 

Epilimnion gelangte. Anfang September reichte die 

anaerobe Zone jedoch wieder bis 6 m Wassertiefe 

und schon bei 10 m wurde H2S-Geruch festgestellt. 

Anfang Oktober brach die Temperaturschichtung 

zusammen und Mitte November war der See vollständig 

durchmischt. Ein Anstieg der Nährstoffkonzentrationen, 

wie es in weniger durch externe 

Frachten beeinflussten geschichteten See zu beobachten 

ist, wurde im Lanker See nicht deutlich. 

Lediglich die Nitratkonzentrationen zeigten im November 

einen leichten Anstieg. Die bessere Stickstoffversorgung 

aus der Schwentine, die ab Oktober 

0,11 mg/l NO3-N enthielt, führte möglicherweise 

zu einer veränderten Zusammensetzung 

des Phytoplanktons. Dessen Herbstblüte erreichte 

im Oktober das Jahresmaximum und wurde wie im 

Südbecken durch die fädige Cyanobakteriengattung 

Limnothrix beherrscht. Im November 

konnten trotz abnehmender Tendenz noch immer 

hohe Biovolumina der Cyanobakterien beobachtet 

werden, wobei auch hier gegen Jahresende ein 

verstärktes Wachstum centrischer Kieselalgen 

einsetzte.

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 

Tiefe (m) 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

20 

0 5 10 15 20 25 


Tiefe (m) 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

20 

0 5 10 15 20 25 


Tiefe (m) 

Lanker See 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

20 

0 5 10 15 20 25 


23.01.2002 02.04.2002 24.04.2002 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

20 

0 5 10 15 20 25 


Tiefe (m) 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

20 

0 5 10 15 20 25 


Tiefe (m) 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

20 

0 5 10 15 20 25 


28.05.2002 26.06.2002 30.07.2002 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

20 

0 5 10 15 20 25 


Tiefe (m) 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

20 

0 5 10 15 20 25 


Tiefe (m) 


0 50 100 150 

0 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

16 

18 

20 

0 5 10 15 20 25 


02.09.2002 01.10.2002 14.11.2002 

Abbildung 73: Temperatur- und Sauerstoffprofile im Nordbecken des Lanker Sees 2002 


121

Lanker See 

122 

mg/l P 

mg/l P 

µg/l Chl a 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

100 

80 

60 

40 

20 

0 



2002 



2002 



2002 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

m Sichttiefe 

mg/l N 

mg/l N 

mg/l N 

1 m 5 m 10 m 15 m 19 m 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 



2002 



2002 



2002 

Abbildung 74: Gesamtphosphor (mg/l P), Gesamtstickstoff (mg/l N), Phosphat (mg/l P), Nitrat (mg/l N), Ammonium (mg/l N) 

sowie Chlorophyll a (µg/l) und Sichttiefen (m) im Nordbecken des Lanker Sees 2002

mm³/l 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Phytoplanktopn-Biovolumen 





2002 

µg/l TG 

1200 

1000 

800 

600 

400 

200 

0 

Zooplankton-Biomasse 

Lanker See 

Cladocera Nauplien 

Calanoide Copepoda cyclopoide Copepoda 

Rotatoria Rädertiere 

1400 


Abbildung 75: Phytoplankton-Biovolumen sowie Zooplankton-Biomasse (als Trockengewicht) im Nordbecken des Lanker 

Sees 2002 (Zooplankton-Trockengewicht ohne Leptodora kindtii, die durch ihre Körpergröße das Bild verfälschen würde) 

Insgesamt sind die Stoffumsatzprozesse im Lanker 

See weitgehend von externen Faktoren, besonders 

dem Zufluss von Schwentinewasser abhängig. Da 

die Schwentine bis zum Eintritt in den Lanker See 

bereits einige Seen durchflossen hat, ist besonders 

im Sommer der Stickstoffgehalt durch Denitrifikationsverluste 

sehr gering, und das N/P-Verhältnis 

bereits früh im Jahr relativ niedrig. Ein über weite 

Phasen Stickstoff-kontrolliertes Algenwachstum 

mit Dominanz von Cyanobakterien ist die Folge. 

Größeres Zooplankton erlangt zwar vorübergehend 

eine gewisse Bedeutung, der Einfluss auf das Algenwachstum 

bleibt aber verglichen mit dem der 

Schwentine vermutlich gering. In tiefen Zonen des 

nördlichen Seebeckens finden intensive Zehrungsprozesse 

statt, die vermutlich mit Phosphorrücklösung 

verbunden sind,. Diese spielen aber wegen 

des geringen Anteils vom Gesamtnährstoffeintrag 

für den Gesamtstoffhaushalt eine untergeordnete 

Rolle. 

Untersuchungen zu den Fischen des Lanker Sees 

liegen nicht vor. Hecht, Aal, Karpfen und Zander 

können nach Auskunft des ansässigen Angelvereins 

gefangen werden. In LANDESAMT FÜR 


HOLSTEIN (1989) wird DEHUS (1983) zitiert, der 

für den Lanker See folgende Fischarten aufzählt: 

Kleine Maräne Coregonus albula, Große Maräne C. 

lavaretus, Stint Osmerus eperlanus, Plötze Rutilus 

rutilus, Moderlieschen Leucaspius delineatus, Aland 

Leuciscus idus, Rotfeder Scardinius erythrophtalmus, 

Schlei Tinca tinca, Gründling Gobio 

gobio Ukelei Alburnus alburnus, Güster Blicca 

björkna, Brasse Abramis brama Aal Anguilla anguilla, 

Barsch Perca fluviatilis, Zander Stizostedion 

2002 

lucioperca, Kaulbarsch Gymnocephalus cernus und 

Quappe Lota lota. 

Der Lanker See wurde vom Landesamt bereits 

1986 (LANDESAMT FÜR WASSERHAUSHALT 

UND KÜSTEN SCHLESWIG-HOLSTEIN 1989) untersucht. 

Zwar sind Vergleiche mit älteren Untersuchungen 

wegen der verschiedenen Analysenmethoden 

und der unterschiedlichen meteorologischen 

Verhältnisse meist schwierig, insgesamt 

scheinen sich jedoch die trophischen Verhältnisse 

im Freiwasser nicht wesentlich verbessert zu haben. 

Der Sauerstoffgehalt fiel sowohl 1986 als 

auch 2002 im Hypolimnion bereits im Mai rapide 

ab, und von Juli bis September war die gesamte 

Tiefenzone in beiden Jahren sauerstofffrei. Auch 

die Gesamtstickstoff- und Gesamtphosphorgehalte 

im Oberflächenwasser lagen in einer ähnlichen 

Größenordnung. Das jahreszeitliche Sukzessionsmuster 

beim Phytoplankton war ebenfalls ähnlich: 

Bis zum Frühsommer herrschten zentrische Kieselalgen 

vor, wobei allerdings das 2002 erfasste 

kurze Klarwasserstadium im Mai 1986 nicht beobachtet 

wurde. Ab Juni dominierten in beiden 

Untersuchungsjahren Cyanobakterien, die 1986 

bei abnehmender Biomasse ab Oktober wieder 

durch Kieselalgen abgelöst wurden, während sie 

2002 bei weiterhin hoher Biomasse dominierten. 

Während im Spätsommer des Jahres 1986 jedoch 

coccale, aggregatbildende Microcystis-Arten das 

Bild prägten, war im Jahr 2002 die Dominanz des 

fädigen Cyanobakteriums Limnothrix auffällig. 

2002 waren die Sichttiefen bis in den November 

hinein mit nur 1 m sehr gering. 

123

Lanker See 

Von 1992 bis 2000 wurde der Lanker See vom 

Kreis Plön an 6 Seemessstellen untersucht (KREIS 

PLÖN 1998 und KREIS PLÖN 2002). Die Schichtungsverhältnisse 

im Nordbecken waren sehr variabel 

sowohl was die Dauer der Schichtung als 

auch die Lage der Sprungschicht angeht, zeitweilig 

wurde eine doppelte Sprungschicht festgestellt. 

Dies entspricht den Beobachtungen von 2002 und 

stützt die Vermutung, dass das Schichtungsverhalten 

stark von den meteorologischen Bedingungen 

und insbesondere von den niederschlagsbedingten 

Zuflüssen aus der Schwentine, abhängt. 

Das Muster der Sichttiefen entsprach dem 2002 

gefundenen mit einem Klarwasserstadium im Mai. 

Bezieht man die Ergebnisse von 2002 mit ein, so 

scheinen die Sichttiefen über die Jahre hinweg 

und insbesondere im Herbst tendenziell abzunehmen. 

.Phosphor und Stickstoff zeigten von Jahr zu 

Jahr starke Schwankungen, wobei sich beim 

Phosphor eine leicht abnehmende Tendenz abzeichnet. 

Insgesamt scheint im Lanker See, ähnlich wie es 

bei einer Vielzahl anderer Seen zu beobachten ist, 

die Abnahme der Nährstoffkonzentrationen nicht 

nur zu einer Verringerung des Phytoplanktonwachstums 

zu führen. Inwieweit ein Zusammenhang 

mit zunehmend wärmeren Wintern besteht, 

kann jedoch nur anhand langjährig fortgeführter 

Datenreihen beurteilt werden. 


Das Sediment im Lanker See, das 1997 untersucht 

wurde, war weich, schwarz und wies mittleren 

H2S-Geruch auf. Der Phosphorgehalt lag in 

der Siebfraktion < 20 µm bei 1900 mg/kg Trockensubstanz 

(TS). Der Schwefelgehalt lag mit 23 

000 mg/kg TS ebenfalls recht hoch. 

Die tierische Besiedlung des Sedimentes im Lanker 

Sees wurde 1998 im Auftrag des Landesamtes 

von OTTO (2002) untersucht. Die folgenden Ausführungen 


Das Makrozoobenthos des Lanker Sees wurde an 

zwei Transekten, eines durch die tiefste Stelle im 

Nordbecken, das andere im Südbecken, untersucht. 

Insgesamt wurden im Südbecken 41, im Nordbecken 

56 Taxa gefunden. Weichtierarten stellten 

in beiden Seeteilen die meisten Taxa (10 bzw. 

16), die Zuckmückenlarven waren ebenfalls mit 

vielen Arten vertreten (11 bzw. 21 spp.). Die Larve 

der Zuckmücke Stictochironomus sp.und die 

der Eintagsfliege Gyraulus crista sind nach 

WILSON (1996) Vertreter mesotropher Seen. Unterhalb 

von 5 m Wassertiefe dominierten an bei- 

124 

den Stellen Arten, die für die Tiefenzone typisch 

sind. 

Das Südbecken wurde in seinen flachen Bereichen 

durch die Zuckmückenlarve Cladotanytarsus sp. (0 

-1 m) und durch Wenigborster (2 m) dominiert. Ab 

5 m Tiefe dominierten die Wenigborster sowie 

Vertreter der Chironomus-plumosus-Gruppe. 

Das Litoral des Nordbeckens wurde im oberen Bereich 

(0 – 2 m) durch die Zuckmückenlarven Polypedilum 

cf. nubeculosum und Cladotanytarsus sp., 

im unteren Bereich (2 m) sowie durch Wenigborster 

beherrscht. Das Profundal war vergleichsweise 

individuenarm. Hier erreichten lediglich die 

Wenigborster Dichten von fast 1000 Ind./m 2 . Vertreter 

der Chironomus-plumosus-Gruppe waren bis 

zur tiefsten Stelle in geringen bis mittleren Zahlen 

vertreten. An beiden Transekten kam die Büschelmücke 

in geringen bis mittleren Dichten (max. 577 

Ind./m 2 ) vor. 

Aufgrund der Präsenz von Vertretern der Chironomus-plumosus-Gruppe 

sowie von Larven der Büschelmücke 

Chaoborus flavicans im gesamten 

Profundal beider Seeteile kann der Lanker See im 

Sinne von THIENEMANN (1922) als eutropher 

Chironomus plumosus-See eingestuft werden. 

Bei den Untersuchungen des Landesamtes für 

Wasserhaushalt und Küsten (1989) wurden auch 

Benthosproben entnommen. Die beiden Benthosuntersuchungen 

sind jedoch nicht vergleichbar. 

Die Bodenfauna scheint aber 1986 deutlich arten- 

und individuenärmer als 1998. 


Die Beschreibung der Nutzung von Inseln und Ufer 

folgt im wesentlichen GARNIEL (2002). 

Die fischereiliche Nutzung des Sees erfolgt nach 

Aufgabe der Berufsfischerei jetzt durch einen Angelverein. 

Von den Inseln wurde die größte, der mehrere 

Hektar große Probstenwerder, früher extensiv beweidet, 

diese Beweidung wurde jedoch 2002 aufgegeben. 

Hier brüten Lach- und Sturmmöwen sowie 

Flussseeschwalben und verschiedene Entenarten. 

Die kleineren Inseln sind mit Weidengebüsch 

bestanden und werden nicht genutzt. 

Am Westufer des Sees liegt das Naturschutzgebiet 

„Halbinseln und Buchten im Lanker See“. Es wurde 

im Kern bereits 1938 ausgewiesen und später 

erweitert. Schutzziel laut Verordnung vom 

17.01.1995 ist der Erhalt der ausgedehnten Röhrichtzonen, 

Bruchwäldern, des weitgehend natür-

lichen Birkenwald sowie weiteren naturnahen Gehölzen 

und ökologisch bedeutsamen Feuchtgrünlandflächen. 

Die Ufer des NSG sind Sperrgebiet für 

Sportboote, an der Sonneninsel ist das Anlegen 

ebenfalls verboten (Vogelschutzgebiet). Schutzziel 

des direkt angrenzenden NSG „Kührener Teich und 

Umgebung“, das mit Verordnung vom 21.12.1994 

unter Schutz gestellt wurde, ist der Erhalt des 

flachgründigen, buchtenreichen Kührener Teichs 

mit ausgedehnten Röhrichtzonen, der baumbestandenen 

Inseln, der ufernahen Bruchwaldzonen, 

der kleinen naturnah ausgebildeten Gehölze 

sowie der ökologisch bedeutsamen Feuchtgrünlandflächen. 

Das Gebiet dieser beiden NSG ist 

weiterhin als Gebiet von Gemeinschaftlicher Bedeutung 

nach FFH-Richtlinie DE 1727-302 ausgewiesen, 

sowie als Europäisches Vogelschutzgebiet 

nach Vogelschutzrichtlinie DE 1727- 

401 und als IBA-Gebiet 028 „Kühren pond and 

Lanker See“ (IBA= Important Bird Area). Es ist 

damit nach dem Großen Plöner See das zweitwichtigste 

Vogelschutzgewässer Schleswig- 

Holsteins (LANDESAMT FÜR NATUTSCHUTZ 

UND LANDSCHAFTSPFLEGE 1990). 

Bebaute Grundstücke, die unmittelbar ans Ufer reichen, 

gibt es nur kleinflächig (Freudenholm, sowie 

das parkähnliche Gelände von Gut Wahlsdorf). Auf 

einer Landzunge im Nordosten des Sees liegt der 

große Campingplatz „Gläserkoppel“, er grenzt jedoch 

nicht mehr unmittelbar an den See an. Die 

weitgehend vegetationsfreien und z.T. steil abfallenden 

Ausläufe des sich östlich anschließende 

Reiterhofs dagegen grenzen streckenweise direkt 

an den See. Bei Schellhorn gibt es ein Freizeitgelände, 

das jedoch nur auf kurzer Strecke 

direkt an den See grenzt. 

Beiderseits der Klinik Freudenholm grenzt intensiv 

genutztes Weidegrünland ohne Abzäunung direkt 

ans Ufer. In den anderen Bereichen ist das Ufer 

mit Ausnahme einer kürzeren Strecke am Südufer 

Lanker See 

für das Vieh nur punktuell zugänglich (Tränkestellen). 

Bei Preetz wird nördlich des NSG das Ufer von 

mehreren Wassersportvereinen genutzt, es gibt 

zwei Sammelstege für Segelboote. Zehn Einzelstege 

gibt es bei Freudenholm. Die Stege des früheren 

Berufsfischers werden jetzt vom Angelverein 

genutzt. Die früher südlich der Linie Gläserkoppel- 

Appelwarder gelegenen Einzelstege sind inzwischen 

aufgegeben. Weite Bereiche insbesondere 

im NSG, aber auch an der gegenüber liegenden 

Halbinsel, sind inzwischen wieder relativ naturnah 

und werden nicht genutzt. Es gibt vier offizielle 

Badestellen: am Südrand von Preetz (Castöhlenweg), 

in Schellhorn am Gildehus, sowie am Campingplatz 

Gläserkoppel und östlich von Gut Wahlsdorf. 

Das direkte Einzugsgebiet des Lanker Sees (ohne 

Scharsee) wird zu 57 % landwirtschaftlich, davon 

über 73 % als Acker, genutzt. 19 % sind Wasserflächen, 

etwa 7 % sind besiedelt. Der Waldanteil 

liegt bei knapp 15 % des Einzugsgebietes. Die 

Zahl der Großvieheinheiten liegt bei 0,8 GVE/ha 

landwirtschaftlicher Nutzfläche. 

Abwasser erhält der Lanker See aus seinem direkten 

Einzugsgebiet aus den Kläranlagen Freudenholm, 

Campingplatz Lanker See, der Klärteichanlage 

Gut Wahlstorf, der Kläranlage Fäkaldeponie 

Kühren, der Kläranlage Kührsdorf, sowie den 

Hauskläranlagen Kühren und Preetz/Schellhorn. 






den Lanker See grob abgeschätzt (Abbildung 76 

und Tabelle 14 ). 

125

Lanker See 

Tabelle 14: Einträge von Phosphor und Stickstoff in den Lanker See aus verschiedenen Quellen (Abschätzung gemäß Kapitel 





Acker 903 0,5 452 20 18.060 

Grünland 338 0,2 68 10 3.380 


Moor 16 0,2 3 10 160 

Wald 334 0,05 17 7 2.338 

Siedlung 154 0,8 116 13 2.002 


Summe 2.191 854 27.094 



380 0,15 57 12 4.560 



KA Freudenholm 9.000 2 18 40 360 

KA Campingplatz Lanker See 4.000 8 32 100 400 

KTA Wahlstorf-Hof 3.000 0,5 2 10 30 

KA Fäkaldeponie Kühren 12.000 6 72 60 720 

KA Kührsdorf 8.000 9 72 40 320 

Haus-KA´s Kühren 4.600 20 92 100 460 

Haus-KA´s Preetz/Schellhorn 5.000 20 100 100 500 

Summe 388 2.790 


aus Einzugsgebiet Scharsee 5,84 0,17 313 3,1 5.709 

aus Einzugsgebiet Wielener See 7,01 0,07 155 2,7 5.969 

aus Einzugsgebiet Schwentine 410,8 0,1 12.955 1,2 155.460 


Summe [kg/a] 14.593 201.581 



Abbildung 76: Quellen für Phosphor- und Stickstoffeinträge in den Lanker See 

126 

Wielener See 

1% 

Scharsee 

2% 

Phosphor 


89% 


6% Abwasser 

1% 

Sonstiges 

1% 

Stickstoff 

Wielener See 

3% Landwirtschaft 

Scharsee 

3% 

13% 

Abwasser 

2% 


75% 

Sonstiges 

6%

Die Einträge aus dem Einzugsgebiet und durch Niederschlag 

lagen insgesamt bei 14,6 t/a Phosphor 

und bei 201,6 t/a Stickstoff. Hauptbelastungsquelle 

(ca. 88 % beim Phosphor und 74 % 

beim Stickstoff) stellt die Schwentine dar, die 

landwirtschaftliche Nutzung im direkten Einzugsgebiet 

trägt beim Phosphor zu 5 %, beim Stick- 

P 

E 

L ∗ TW 

= 

z (1+ 

T 

W 

) 





P E 

= 

3,84 

3,6 (1+ 





für einen See abschätzen: 

Die nach VOLLENWEIDER zu erwartende Phosphorkonzentration 

im Lanker See liegt somit bei 

0,08 mg/l Phosphor. Wegen des starken Wasseraustauschs, 

der im Jahresdurchschnitt theoretisch 

bei nur 36 Tagen liegt, im regenreichen 2002 aber 

noch deutlich höher war, der komplizierten Seebeckengestalt 

und der stark schwankenden Phosphorkonzentrationen 

ist ein Vergleich mit den tatsächlich 

gefundenen Konzentrationen schwierig. In 

der ersten Hälfte des Jahres lagen sie in beiden 

Becken etwa in dem theoretisch zu erwartenden 

Bereich, ab Juli dagegen lagen die P-Konzentrationen 

vor allem im flacheren Südbecken deutlich 

darüber. Da der Juli ein besonders regenreicher 

Monat war, bleibt offen, ob dieses Muster durch 

die außergewöhnlichen Niederschläge verursacht 

war und nur 2002 auftrat. 

Bei einer überschlägigen Bilanz für die Seen der 

Schwentine-Kette (LANU 2005, unveröff.) wurde 

abgeschätzt, dass der Lanker See übers Jahr betrachtet 

als schwache Phosphorsenke wirkt. 

Bewertung 

∗ 

0,10 

0,10) 

= 0,081mg/l 

P 

Der Lanker See hat auf Grund des großen, überwiegend 

landwirtschaftlich genutzten Einzugsgebietes 

seines Zuflusses, der Schwentine, Voraussetzungen 

für einen relativ nährstoffreichen Zustand. 

Durch die intensive landwirtschaftliche 

Lanker See 

stoff zu 13 % bei. Auch der Beitrag aus den Teileinzugsgebieten 

von Wielener See und Scharsee 

hat, insbesondere beim Stickstoff, eine gewisse 

Bedeutung. Die direkte Abwasserbelastung ist nur 

beim Phosphor von Bedeutung. Mit jährlich 

3,84 g/a*m 2 Seefläche Phosphor ist die Flächenbelastung 

des Lanker Sees sehr hoch. 

Nutzung im Einzugsgebiet ist die derzeitige Phosphor-Belastung 

des Sees mit 3,84 g/a⋅m² Seefläche 

sehr hoch. Die geringe Tiefe des Sees sorgt 

darüber hinaus für eine effektive Umsetzung der 

zugeführten Nährstoffe. 

Die Ufervegetation des Lanker Sees ist durch die 

reichhaltige Struktur sehr vielfältig und insbesondere 

in den Feuchtgrünlandbereichen artenreich, 

während das Röhricht in weiten Bereichen durch 

frühere Beweidung geschädigt ist und sich noch 

nicht regenerieren konnte. Die Unterwasservegetation 

hat sich gegenüber 1986 deutlich in die 

Tiefe ausgebreitet, ein Hinweis auf insgesamt 

erhöhte Wassertransparenz. Zum Teil besiedelt sie 

auch früher von Röhricht eingenommene Bereiche. 

Lanker See und Kührener Teich sind Gewässer mit 

internationaler Bedeutung für Wasservögel. 

Die Stoffumsatzprozesse im Lanker See sind weitgehend 

von externen Faktoren, besonders dem 

Zufluss von Schwentinewasser, abhängig. Das 

Schwentinewasser weist im Sommer ein geringes 

N/P-Verhältnis auf, so dass das Algenwachstum 

über weite Phasen Stickstoff-kontrolliert ist. Die 

Dominanz von Cyanobakterien ist die Folge. Größeres 

Zooplankton erlangt zwar vorübergehend 

eine gewisse Bedeutung, der Einfluss auf das Algenwachstum 

bleibt aber verglichen mit dem der 

Schwentine vermutlich gering. Im Gegensatz zur 

Unterwasservegetation zeigte das Freiwasser 

2002 trotz verringerter Nährstoffkonzentrationen 

weder gegenüber den Untersuchungen von 1986 

noch gegenüber den Untersuchungen der 90er 

Jahre eine deutliche Verringerung der Trophie. 

127

Lanker See 

Die 1998 untersuchte Besiedlung des Seebodens 

wiederum, die wie die Besiedlung mit Unterwasserpflanzen 

eher langfristige Trends erkennen 

lässt, deutet auf eine Verbesserung der Trophieverhältnisse. 

Empfehlungen 

Wegen des starken Wasseraustausches ist eine 

Klassifizierung der Trophie des Lanker Sees nach 

den Kriterien der LAWA nur eingeschränkt möglich. 

Aufgrund seiner Morphologie liegt der potenzielle 

Zustand bei mesotroph. Sein Istzustand ist 

schwach polytroph, so dass sich eine Bewertung 

von 4 und ein entsprechender Handlungsbedarf 

ergibt. 

Der Lanker See liegt am Ende der Schwentine- 

Kette, so dass 88 % seiner Phosphor- sowie 74 % 

seiner Stickstoffbelastung bereits mit der einmündenden 

Schwentine aus dem oben liegenden Einzugsgebiet 

in den See gelangen. Maßnahmen im 

Einzugsgebiet müssen sich daher auf das oberhalb 

liegende Einzugsgebiet konzentrieren. Diese sind 

bereits bei den entsprechenden Seen besprochen. 

Aus dem Teileinzugsgebiet des Lanker Sees (inklusive 

Wielener See und Scharsee) kommen nach 

der vorliegenden Abschätzung aber immerhin noch 

12 % der Phosphor- und 26 % der Stickstoffbelastung. 

Hier werden folgende Maßnahmen empfohlen: 

128 

• Da einige der seenahen Ackerflächen eine 

starke Hangneigung aufweisen, tragen sie 

trotz größtenteils vorhandener, meist jedoch 

mehr oder weniger schmaler, Randsteifen 

vermutlich deutlich zur Nährstoffbelastung 

bei. Wie bereits von GARNIEL 

(2002) empfohlen, sollten daher die land- 

wirtschaftlich genutzten seenahen Flächen 

im Südosten des Sees stillgelegt oder extensiviert 

werden, wobei nach Angaben 

dieser Autorin auf dem früheren Niedermoorgebiet 

im Süden bereits eine Extensivierung 

erfolgt ist. 

• Der Anschluss der Hauskläranlagen Kühren 

sowie Preetz/Schellhorn an die zentrale 

Abwasserentsorgung sollte geprüft 

werden. 

• Insbesondere die weitgehend vegetationsfreien 

Pferdekoppeln des Reiterhofs Gläserkoppel 

sollten mit ausreichen Randsteifen 

oder anderen geeigneten Querstrukturen 

versehen werden, um eine direkte 

Boden- und Nährstofferosion zu verhindern. 

• In Bereichen, in denen das Vieh auf den 

beweideten Flächen gegenwärtig freien 

Zugang zum Wasser hat, sollte eine Abzäunung 

vorgenommen werden. 

• Der von Kührsdorf kommende Zufluss zum 

Kührener Teich verläuft größtenteils durch 

Ackerland. Hier ist die Ausweisung von 

ausreichend Gewässerrandstreifen besonders 

wichtig. 

• Das Ablassen des Kührener Teichs, das 

zur Abfischung des Gewässers erfolgt, 

führt wahrscheinlich zu einer stoßweisen 

Einschwemmung von Nährstoffen in den 

Lanker See. Sollte dieses Ablassen unvermeidbar 

sein, so ist darauf zu achten, 

dass es außerhalb der Vegetationsperiode 

erfolgt, um eine effektive Nutzung durch 

das Phytoplankton zu verhindern.

Literatur 

ARP, W. (2005): Untersuchung des Phyto- und 

Zooplanktons schleswig-holsteinischer Seen 

2004.- Bericht im Auftrag des Landesamtes für 

Natur und Umwelt Schleswig-Holstein, unveröffentlicht. 

BRINKMANN, R. & REUSCH, H. (1998): Zur 

Verbreitung der aus dem norddeutschen Tiefland 

bekannten Ephemeroptera- und Plecoptera-Arten 

(Insecta) in verschiedenen Biotoptypen. - Braunschweiger 

Naturkundliche Mitteilungen 5 (3): 531- 

540 

COLLING, M. (1996): Ökologische Typisierung der 

aquatischen Makrofauna. - Informationsberichte 

des Bayerischen Landesamtes für Wasserwirtschaft 

4/96: 1-543. 

DEHUS, P. (1983): Ergänzung von Daten zur 

Fischfauna Schleswig-Holsteins und ihre karteimäßige 

Darstellung. – Bericht im Auftrag des 

Landesamts für Naturschutz und Landschaftspflege 

Schleswig-Holstein. 

FITTKAU, E.J., COLLING, M., HESS, M., HOF- 

MANN, G., ORENDT, C., REIFF, N. & RISS, H.W. 

(1992): Biologische Trophieindikation im Litoral 

von Seen.- Informationsbericht Bayer. Landesamt 

f. Wasserwirtschaft 7: 1-184. 

GARNIEL, A. (2002b): Seenprogramm 2002 – 

Kartierung der Ufer- und Unterwasservegetation 

des Lanker Sees. Bericht des Kieler Institut für 

Landschaftsökologie im Auftrag des Landesamts 

für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein. 

GARNIEL, A. (2002a): Vegetation der Seen 

Schleswig-Holsteins - Diekseestudie, Grundlagen 

für eine gemeinsame Umsetzung von Wasser-Rahmenrichtlinie 

und FFH-Richtlinie, Studie 

des Kieler Instituts für Landschaftsökologie im 

Auftrag des Landesamts für Natur und Umwelt 

Schleswig-Holstein, unveröffentlicht. 

GARNIEL, A. & HAMANN, U. (2002): Rote Liste 

der Armleuchteralgen Schleswig-Holstein. - Landesamt 

für Natur und Umwelt des Landes 

Schleswig-Holstein (Hrsg.), Flintbek. 

GRIPP, K. (1953): Die Entstehung der ostholsteinischen 

Seen und ihre Entwässerung. – Schr. 

Geogr. Inst. Univ. Kiel, Schmieder-Festband: 11- 

26. 

Literatur 

HAMM, A. (1976): Zur Nährstoffbelastung von 

Gewässern aus diffusen Quellen: Flächenbezogene 

P-Angaben - eine Ergebnis- und Literaturzusammenstellung.- 

Z. Wasser- Abw.-Forsch. 9 (1): 4- 

10. 

HANSEN, P. (2001): Gesamtkonzept Schwentine 

oberhalb des Behler Sees, Gutachten im Auftrag 

des Wasser- und Bodenverbands Schwentine. 

HARBST, D. (1993): Seen-Monitoring 19 schleswig-holsteinischer 

Seen: Messung der Sichttiefe, 

Temperatur und Sauerstoff von Mai bis Dezember 

1993, Abschlussbericht im Auftrag des Landesamtes 

für Wasserhaushalt und Küsten, unveröffentlicht. 

JENSEN, K. (2005): Renaturierung degradierter 

Uferabschnitte an See der Holsteinischen 

Schweiz.- Projektantrag der Universität Hamburg. 

KLAPPER, H. (1992): Eutrophierung und Gewässerschutz, 

Gustav-Fischer-Verlag Jena 1992, 1. 

Aufl. ISBN 3-334-00394-9, S. 59. 

KOPPE, F. (1923): Die Schlammflora der ostholsteinischen 

Seen und des Bodensees. – Archiv 

Hydrobiol., Band XIV: 619-675. 

KREIS PLÖN (1998): Seen-Beobachtung – 50 

Gewässer aus dem Kreis Plön im Vergleich, 

Seenmonographien, Entwicklungstendenzen, Badewasserqualität, 

Nährstoffpfade, Witterungseinflüsse, 

Schutzmaßnahmen. – Bericht des Kreises 

Plön. 

KREIS PLÖN (2002): 10 Jahre Seen-Beobachtung 

im Kreis Plön 1991 - 2000– Vergleich von 50 

Seen und Teichen, Einzeldarstellungen der Seen, 

Entwicklungstendenzen, Erosion von Nährstoffeinträgen. 

– Bericht des Kreises Plön. 

LANDESAMT FÜR NATUR UND UMWELT 

SCHLESWIG-HOLSTEIN (2001): Großer Plöner 

See – Zustand und Belastungsquellen,- Bericht 

des Landesamtes, ISBN 3-923339-69-0. 


SCHLESWIG-HOLSTEIN (2004): Kleiner Plöner 

See – Zustand und Belastungsquellen,- Bericht 

des Landesamtes, ISBN 3-923339-95-X. 

129

Literatur 


SCHLESWIG-HOLSTEIN (2005): Erstellung einer 

Stoffbilanz für das Schwentine-Einzugsgebiet. 

Bericht im Auftrag des Landesamtes, unveröffentlicht. 

LANDESAMT FÜR NATURSCHUTZ UND LAND- 

SCHAFTSPFLEGE (1990): Seeufer schleswigholsteinischer 

Seen – Zustand, Nutzung, Gefährdung, 

Schutz – Lanker See/Kirchsee. – ISBN 3- 

923339-21-6. 

LAWA (1998): Vorläufige Richtlinie für eine Erstbewertung 

von natürlich entstandenen Seen nach 

trophischen Kriterien. - Länderarbeitsgemeinschaft 

Wasser, Arbeitskreis "Gewässerbewertung Stehende 

Gewässer", (Hrsg.), ISBN 3-88961-225-3. 


KÜSTEN (1989): Lanker See – Bericht des Landesamtes, 

Kiel. 


KÜSTEN (1993): Die Seen der oberen Schwentine 

– Bericht des Landesamtes, Kiel. 


KÜSTEN 1984: Dieksee. – Bericht des Landesamtes, 

Kiel. 

LENZ, F. (1931): Untersuchungen über die 

Vertikalverteilung der Bodenfauna im Tiefensediment 

von Seen. – Verh. Int. Verein Limnol. 5: 

232-260. 

LUNDBECK, J. (1926): Die Bodentierwelt 

norddeutscher Seen. – Arch. Hydrobiol. Suppl. 7: 

1-173. 

MAKULLA, A. & U. SOMMER (1993): Relationships 

between resource ratios and phytoplankton 

species composition during spring in five north 

German lakes. – Limnol. Oceanogr. 38(4): 846- 

856. 

MariLim (2004): Untersuchung der Ufer- und 

Unterwasservegetation ausgewählter Seen in 

Schleswig-Holstein - Bericht im Auftrag des Landesamtes 

für Natur und Umwelt Schleswig- 

Holstein, unveröffentlicht. 

MATHES, J, G. PLAMBECK & J. SCHAUMBURG 

(2002): Das Typisierungssystem für stehende 

Gewässer in Deutschland mit Wasserflächen ab 

0,5 km² zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. 

– BTUC-AR 5/2002:15-23, ISSN 1434-6834. 

MIERWALD, U. & J. BELLER (1990): Rote Liste 

der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig-Holstein. 

3. Fassung, Stand September 1990, – Landesamt 

130 

für Naturschutz und Landschaftspflege Schleswig- 

Holstein (Hrsg.), Kiel. 

MIERWALD, U. (2002): Kartierung der Ufer- und 

Unterwasservegetation des Lanker Sees. Bericht 

des Kieler Instituts für Landschaftsökologie im 

Auftrag des Landesamts für Natur und Umwelt 


MLUR (2005): Hinweise für die Flächennutzung an 

Binnengewässern Schleswig-Holsteins, Ministerium 

für Landwirtschaft, Umwelt und Reaktorsicherheit 

Schleswig-Holstein, Juni 2005, Manuskript. 

MOOG, O. (ed.)(1995): Fauna Aquatica Austriaca. 

- Wasserwirtschaftskataster, Bundesministerium 

für Land- und Forstwirtschaft Wien. 

NABER, H. (1933): Die Schichtung des Zooplanktons 

in holsteinischen Seen und der Einfluss des 

Zooplanktons auf den Sauerstoffgehalt der bewohnten 

Schichten. – Archiv f. Hydrobiologie, Bd. 

XXV. 

OHLE, W. 1959: Die Seen Schleswig-Holsteins, 

ein Überblick nach regionalen, zivilisatorischen 

und produktionsbiologischen Gesichtspunkten, 

Jahrbuch v. Wasser 26: 16-41. 

OTTO (2001): Das Benthos des Dieksees und des 

Stendorfer Sees. – Studie im Auftrag des 

Landesamtes für Natur und Umwelt des Landes 


OTTO, J. (1998): Seenmonitoring. – Studie im 

Auftrag des Landesamtes für Natur und Umwelt 

des Landes Schleswig-Holstein, unveröffentlicht. 

OTTO, J. (2004): Das Benthos des Schwentinesees. 

– Studie im Auftrag des Landesamtes für 

Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein, 

unveröffentlicht. 

REGIERUNG VON MITTELFRANKEN (2004): Die 

Datensammlung für die Landwirtschaft, erarbeitet 

von der mittelfränkischen Landwirtschaftsverwaltung. 

SAUER, F. (1937): Die Makrophytenvegetation 

ostholsteinischer Seen und Teiche. Soziologischlimnologische 

Untersuchungen - Arch. Hydrobiol. 

Suppl. Bd. 6: 431-592. 

SCHWERTMANN, U. (1973): Der landwirtschaftliche 

Anteil am Phosphoreintrag in Gewässer (Literaturübersicht) 

und die Bedeutung des Bodens 

hierfür.- Z. Wasser, Abw.- Forsch. 6: 190-195.

SPETH & SPETH (2002): Untersuchungen des 

Phyto- und Zooplanktons aus 13 Seen Schleswig- 

Hosteins. – Untersuchung im Auftrag des Landesamtes 



SPETH, B. (2002): Untersuchung über die Beschaffenheit 

der schleswig-holsteinischen Seen im 

Seenprogramm 2002 - Untersuchung des Phyto- 

und Zooplanktons im Kleinen Plöner See und im 

Lanker See, Bericht im Auftrag des Landesamt für 

Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein, 

unveröffentlicht. 

STUHR, J. (2002): Die Vegetation des Behler 

Sees, des Belauer Sees, des Bornhöveder Sees, 

des Großen Eutiner Sees, des Kellersees des Neversdorfer 

Sees, des Postsees, des Schmalensees, 

des Sibbersdorfer Sees, des Stendorfer Sees, des 

Stolper Sees und des Windebyer Noores.- Bericht 

im Auftrag des Landesamtes für Natur und Umwelt 

des Landes Schleswig-Holstein, unveröffentlicht. 

Literatur 

STUHR, J. (2004): Die Vegetation von 13 Seen 

Schleswig-Hosteins, - Bericht im Auftrag des Landesamtes 



TAPPENBECK, L. & RASCHEWSKI, U. (1993): 

Einfluss von Wassergeflügel auf den Nähr- und 

Sauerstoffhaushalt im Arendsee (Land Sachsen- 

Anhalt).- Archiv für Nat.- Lands, Vol. 32, Seite 

295-301, Harvood Academic Publishers GmbH. 

THIENEMANN, A. (1922): Die beiden Chironomus-Arten 

der Tiefenfauna der norddeutschen 

Seen. – Arch. Hydrobiol. 13: 609-646. 

UTERMÖHL, H.: Gutachten über den Stendorfer 

See, Manuskript, Max-Planck-Instituts für Limnologie, 

Plön. 

VOLLENWEIDER, R. A. & J. KEREKES (1980): 

The loading concept as a basis for controlling 

eutrophication. – Progress in water Technol. 12: 

5-39. 

131

Anhang 

Allgemeine Erläuterungen........................................................ 134 

Biologische, physikalische und chemische Daten 

Stendorfer See ................................................................................................ 137 

Sibbersdorfer See ............................................................................................ 145 

Großer Eutiner See........................................................................................... 153 

Kellersee......................................................................................................... 162 

Dieksee .......................................................................................................... 171 

Behler See ...................................................................................................... 181 

Schwentinesee ................................................................................................ 191 

Anhang 

Lanker See...................................................................................................... 200 

133

Anhang 

Erläuterungen 

Ufer- und Unterwasservegetation 

In der Spalte „Rote Liste“ werden die Gefährdungskategorien aufgeführt. Die Status-Angaben richten sich 

nach der Roten Liste der Farn- und Blütenpflanzen Schleswig-Holstein (MIERWALD & BELLER 1990). Die 

Skala umfaßt die Kategorien: 

0: ausgestorben 

1: vom Aussterben bedroht 

2: stark gefährdet 

3: gefährdet 

4: potentiell gefährdet 

Die Angaben für Armleuchteralgen stammen aus der Roten Liste der Armleuchteralgen Schleswig-Holstein 

(GARNIEL & HAMANN 2002). 

Die Häufigkeit der vorkommenden Arten wird nach folgender Abstufung geschätzt: 

D: dominant 

Z: zahlreich 

W: wenige Exemplare vorhanden, vereinzeltes Auftreten 

Die Angaben beziehen sich jeweils auf die jeweilige Vegetationszone und/oder auf längere Uferabschnitte. 

Physikalisch-chemische Befunde 

Die Kennziffern für das Wetter bedeuten: 

1: kein 

2: leichter 

3: mittlerer 

4: starker Niederschlag 

5: Schneeschmelze 

Die Kennziffern für die Färbung der filtrierten Probe werden als zweistellige Zahlen angegeben; die erste Ziffer 

entspricht der Farbstärke, die zweite dem Farbton: 

Stärke: 1: farblos Farbton: 1: weiß 6: blau 

3: sehr schwach 2: gelb 7: grün 

5: schwach 3: orange 8: braun 

7: mittel 4: rot 9: schwarz 

0: sonstige 5: violett 0: sonstige 

Die Kennziffer für die Trübung gibt an: 

Stärke: 1: ohne 

3: sehr schwach (fast klar) 

5: schwach 

7: mittel 

9: stark (undurchsichtig) 

0: sonstige 

134

Die Kennziffern für den Geruch der Probe bedeuten: 

Stärke: 1: ohne Art: 1: Gewürze 

3: sehr schwach 2: Erde, Torf, Moder 

5: schwach 3: Jauche, Silage 

7: mittel 4: Fisch, Tran 

9: stark 5: Urin, Fäkalien 

0: sonstige 6: organische Säuren 

7: Mineralöl-Produkte 

8: Chlor 

9: Schwefelwasserstoff, Mercaptan 

Die angegebenen Parameter wurden nach folgenden Methoden bestimmt: 

Anhang 

Parameter Formel Einheit Methode 

Wassertemperatur T °C DIN 38 404- C4 - 2, Dezember 1976 

elektrische Leitfähigkeit LF mS/m DIN EN 27888, November 1993 (DEV C8) 

pH-Wert pH DIN 38 404- C5, Januar 1984 

Sauerstoff (iodometrisch) O2 mg/l DIN EN 25813, Januar 1993 (DEV G21) 

Sauerstoffsättigungsindex % DIN 38 408 - G23, November 1987 

TOC, DOC, TIC mg/l DIN EN 1484, August 1997 (DEV H3) 

SAK bei 254 nm m -1 DIN 38404 – C3, Dezember 1976 

SAK bei 436 nm m -1 DIN EN ISO 7887, Dezember 1994 (DEV C1) 

Säurekapazität pH 4,3 KS mmol/l DIN 38 409 - H7, Mai 1979 

Basekapazität pH 8,2 KB mmol/l DIN 38 409 - H7, Mai 1979 

Hydrogencarbonat HCO3 mg/l berechnet aus der Säurekapazität 

Chlorid Cl mg/l DIN 38 405 - D 1 - 2, Dezember 1985 

Ammoniumstickstoff NH4-N mg/l CFA 1) , DIN EN ISO 11732, Sept. 1997 (DEV E 23) 

Nitritstickstoff NO2-N mg/l CFA 1) , DIN EN ISO 13395, Dez. 1996 (DEV D 28) 

Nitratstickstoff NO3-N mg/l CFA 1) , DIN EN ISO 13395, Dez. 1996 (DEV D 28) 

Gesamtstickstoff N mg/l Peroxodisulfat, DIN EN ISO 11905-1 (DEV H 36) 

Orthophosphat PO4-P mg/l DIN EN 1189, Dez. 1996 (DEV D 11) 

Gesamtphosphor P mg/l DIN EN 1189, Dez. 1996 (DEV D 11) mit Peroxodisulfat 

Sulfat SO4 mg/l FIA 2 , Trübungsmessung 

Kieselsäure SiO2 mg/l FIA 2 , mit Ammoniummolybdat 

Natrium Na mg/l DIN EN ISO 11885, April 1998 (DEV E 22) 

Kalium K mg/l DIN EN ISO 11885, April 1998 (DEV E 22) 

Calcium Ca mg/l DIN EN ISO 11885, April 1998 (DEV E 22) 

Magnesium Mg mg/l DIN EN ISO 11885, April 1998 (DEV E 22) 

Eisen Fe mg/l DIN EN ISO 11885, April 1998 (DEV E 22), DIN 38406-32, 

Mai 2000 (DEV E 32) 

Mangan Mn mg/l DIN EN ISO 11885, April 1998 (DEV E 22), DIN 38406-33, 

Juni 2000 (DEV E 33) 

Aluminium Al mg/l DIN EN ISO 11885, April 1998, DIN EN ISO 12020, Mai 

2000 (DEV E 25) 

Chlorophyll a µg/l nach NUSCH (1980): Comparison of different methods for 

chlorophyll and phaeopigment determination.- Arch. 

Hydrobiol. Beih. 14, 14-36 

Phaeophytin µg/l nach NUSCH (1980): Comparison of different methods for 

chlorophyll and phaeopigment determination.- Arch. 

Hydrobiol. Beih. 14, 14-36 

135

Anhang 

1) CFA: Continuous Flow Analyzer 

136 

2) FIA : Flow Injektion Analyzer 

Für die Bestimmungen des Phytoplanktons wurde ein Netzzug durchgeführt, die Maschenweite betrug 10 µm. 

Die Fixierung erfolgte mit 10 ml Formaldehyd (37 %ig). Die quantitativen Proben wurden mit einem 2,5 l- 

Schöpfer aus 1 m Tiefe entnommen und mit Lugol'scher Lösung fixiert. Die spätere Bestimmung der 

Phytoplanktonarten erfolgte im Lichtmikroskop. Die quantitativen Proben wurden in Absetzkammern überführt 

und im Inversmikroskop nach UTERMÖHL ausgezählt und vermessen (alle dominanten Arten). 

Für die Bestimmung des Zooplanktons wurde ein Netzzug in den oberen Metern der Wassersäule 

durchgeführt, die Maschenweite betrug 55 µm. Die theoretische Filtrierleistung des Netzes (filtriertes 

Wasservolumen pro Meter Zugstrecke) läßt sich aus der Größe der Netzöffnung (490,9 cm²) berechnen und 

betrug 49,09 l/m. Die Fixierung erfolgte nach Betäubung durch Mineralwasser mit 4 %iger 

Formaldehydlösung. Die Auswertung erfolgte halbquantitativ. Dabei wurden folgende Häufigkeitsklassen 

berücksichtigt: 

Häufigkeitsklassen Individuen/l 

selten (s) 0 - 5 

wenig (w) 5 - 25 

mittel (mi) 25 - 125 

häufig (h) 125 - 625 

massenhaft (ma) 625 - 3125 

Die Makrozoobenthosprobenahme wurden im Frühjahr 2002 bzw. beim Schwentinesee 2004 durchgeführt. In 

jedem See wurden entlang eines oder mehrerer Transektes aus verschiedenen Tiefen jeweils drei 

Parallelproben mit dem LIMNOS-Sedimentstecher (71 cm² Fläche) oder einem Ekmann-Greifer (225 cm² 

Fläche) entnommen. Die Probe wurde mit einem Sieb mit 400 µm Maschenweite gespült. Im Labor fand mit 

Hilfe einer Stereolupe die Auslese und Sortierung des lebenden Materials statt. Im Anschluss wurden die 

Proben in Alkohol (70 %) konserviert. Die Mittelwerte der Parallelproben wurden auf Häufigkeiten 

(Abundanzen je m²) berechnet und gerundet. 

Darüber hinaus wurden die Ergebnisse im Hinblick auf Zonierungsaspekte bzw. Ernährungstypen im Sinne von 

MOOG (1995) ausgewertet. Mit Hilfe der 10-Punkte-Methode wird die räumliche bzw. Ernährungstypen- 

Verteilung der einzelnen Arten auf verschiedene Biotoptypen bzw. Ernährungstypen und deren anteilige 

Gewichtung angegeben. Die anteiligen Gewichtungen für die Biotoptypen und die Ernährungstypen stammen 

aus MOOG (1995) und COLLING (1996). Hinsichtlich der Biotoptypen des nordeutschen Tieflandes liegen für 

die Eintags- und Steinfliegen (BRINKMANN & REUSCH 1998) sowie für die Köcherfliegen (REUSCH & 

BRINKMANN 1998) eigene Einstufungen, die auch verwendet wurden. Einstufungen für die Diptera im 

Tiefland wurden vom Autor aufgrund eigener Erfahrungen ergänzt, um nicht zu unverständlichen 

Auswertungsergebnissen zu kommen. Als Beispiel sei hier Chaoborus flavicans genannt. COLLING (1996) hat 

dieser Art eine Einstufung von 5 für das Litoral und von 3 für das Profundal gegeben. Wertet man nach 

diesen Einstufungen einen eutrophen See mit hohem Bestand der Büschelmücke, wie er nicht untypisch für 

Schleswig-Holstein ist, erhält man für das Profundal einen sehr hohen litoralen Anteil. Im Anschluss daran 

wird mit den folgenden Formeln der Anteil der Ernährungstypen an der Gesamtzönose bzw. der Anteil der 

Biotoptypen an der Gesamtzönose ermittelt. So errechnet sich beispielsweise der litorale Anteil an der 

Gesamtzönose (RLIT) nach folgender Formel 

S liti*hi 

RLIT = ----------- 

S hi 

wobei liti den Anteil der speziellen litoralen Valenz einer Art in dem Biotop Litoral und hi die Häufigkeit dieser 

Art kennzeichnet (S=Summe).

Stendorfer See – Ufer- und Unterwasservegetation 

Armleuchteralgenzone 

Wissenschaftlicher Artname Deutscher Artname Rote Liste Häufigkeit 

Chara contraria Gegensätzliche Armleuchteralge 3 W 

Chara globularis Zerbrechliche Armleuchteralge W 

Tauchblattzone 


Callitriche spec. Wasserstern W 

Chlorophyceae Fädige Grünalgen D 

Elodea canadensis Kanadische Wasserpest Z 

Potamogeton cripus Krauses Laichkraut W 

Potamogeton friesii Stachelspitziges Laichkraut 2 W 

Potamogeton pectinatus Kamm-Laichkraut W 

Potamogeton pusillus agg. Zwerg-Laichkraut 3 Z 

Ranunculus circinatus Spreizender Wasserhahnenfuß Z 

Sparganium cf. emersum Einfacher Igelkolben W 

Zannichellia palustris Sumpf-Teichfaden D 

Schwimmblattzone 


Lemna minor Kleine Wasserlinse Z 

Nuphar lutea Gelbe Teichrose D 

Nymphaea alba Weiße Seerose D 

Spirodela polyrhiza Vielwurzelige Teichlinse W 

Röhrichte, Bruchwälder, Feuchtgrünland und weitere angrenzende Flächen 


Acer pseudoplatanus Berg-Ahorn Z 

Acorus calamus Kalmus Z 

Agrostis stolonifera Weißes Straußgras Z 

Ajuga reptans Kriechender Günsel W 

Alnus glutinosa Schwarz-Erle D 

Alnus incana Grau-Erle W 

Alopecurus geniculatus Knick-Fuchsschwanz Z 

Alopecurus pratensis Wiesen-Fuchsschwanz Z 

Angelica sylvestris Wald-Engelwurz W 

Berula erecta Berle W 

Betula spec. Birke W 

Calamagrostis canescens Sumpf-Reitgras Z 


Caltha palustris Sumpf-Dotterblume W 

Calystegia sepium Gewöhnliche Zaunwinde Z 

Cardamine amara Bitteres Schaumkraut W 

Cardamine pratensis agg. Wiesen-Schaumkraut Z 

Carex acutiformis Sumpf-Segge D 

Carex elata Steif-Segge W 

Carex hirta Behaarte Segge Z 

Carex paniculata Rispen-Segge W 

Anhang 

137

Anhang 



Carex rostrata Schnabel-Segge Z 

Carpinus betulus Hainbuche W 

Cerastium holosteoides Gewöhnliches Hornkraut W 

Cirsium oleraceum Kohldistel Z 

Cirsium palustre Sumpf-Kratzdistel W 

Corylus avellana Hasel W 

Crataegus monogyna Eingriffliger Weißdorn Z 

Deschampsia cespitosa Rasen-Schmiele Z 

Eleocharis palustris Gewöhnliche Sumpfbinse W 

Elymus repens Kriech-Quecke Z 

Epilobium hirsutum Zottiges Weidenröschen Z 

Equisetum fluviatile Teich-Schachtelhalm W 

Equisetum palustre Sumpf-Schachtelhalm Z 

Eupatorium cannabinum Wasserdost Z 

Fagus sylvatica Rot-Buche W 

Festuca pratensis Wiesen-Schwingel Z 

Filipendula ulmaria Echtes Mädesüß Z 

Fraxinus excelsior Gewöhnliche Esche Z 

Galium aparine Kletten-Labkraut Z 

Galium palustre Sumpf-Labkraut W 

Geum rivale Bach-Nelkenwurz Z 

Glechoma hederacea Gundermann Z 

Glyceria fluitans Flutender Schwaden Z 

Glyceria maxima Wasser-Schwaden Z 

Holcus lanatus Wolliges Honiggras Z 

Humulus lupulus Hopfen Z 

Impatiens noli-tangere Echtes Springkraut W 

Iris pseudacorus Sumpf-Schwertlilie Z 

Juncus articulatus Glieder-Binse Z 

Juncus effusus Flatter-Binse Z 

Lolium multiflorum Vielblütiges Weidelgras Z 

Lolium perenne Weidelgras Z 

Lotus uliginosus Sumpf-Hornklee W 

Lycopus europaeus Ufer-Wolfstrapp Z 

Lysimachia nummularia Pfennigkraut W 

Lysimachia vulgaris Gewöhnlicher Gilbweiderich Z 

Lythrum salicaria Blut-Weiderich W 

Mentha aquatica Wasser-Minze Z 

Mercurialis perennis Ausdauerndes Bingelkraut Z 

Myosotis palustris agg. Sumpf-Vergißmeinnicht Z 

Phalaris arundinacea Rohr-Glanzgras Z 

Phragmites australis Schilf D 

Poa trivialis Gewöhnliches Rispengras Z 

Polygonum amphibium Wasser-Knöterich W 

Polygonum hydropiper Wasserpfeffer W 

Populus spec. Pappel W 

Populus tremula Espe W 

Potamogeton alpinus Alpen-Laichkraut 2 W 

Potentilla anserina Gänse-Fingerkraut Z 

Prunus padus Trauben-Kirsche W 

Quercus robur Stiel-Eiche Z 

Ranunculus acris Scharfer Hahnenfuß W 

138



Ranunculus flammula Brennender Hahnenfuß W 

Ranunculus repens Kriechender Hahnenfuß Z 

Ribes nigrum Schwarze Johannisbeere W 

Ribes rubrum agg. Rote Johannisbeere W 

Rorippa amphibia Wasser-Sumpfkresse W 

Rubus fruticosus agg. Brombeere Z 

Rubus idaeus Himbeere Z 

Rumex acetosa Wiesen-Sauerampfer Z 

Rumex hydrolapathum Fluß-Ampfer W 

Salix alba Silber-Weide W 

Salix caprea Sal-Weide W 

Salix cinerea Grau-Weide Z 

Salix spec. Weide Z 

Sambucus nigra Schwarzer Holunder Z 

Schoenoplectus lacustris Seebinse Z 

Scirpus sylvaticus Wald-Simse Z 

Scutellaria galericulata Sumpf-Helmkraut Z 

Solanum dulcamara Bittersüßer Nachtschatten Z 

Sparganium erectum Ästiger Igelkolben Z 

Stachys palustris Sumpf-Ziest Z 

Trifolium repens Weiß-Klee Z 

Typha angustifolia Schmalblättriger Rohrkolben D 

Typha latifolia Breitblättriger Rohrkolben W 

Ulmus spec. Ulme W 

Urtica dioica Große Brennessel Z 

Valeriana officinalis agg. Echter Baldrian Z 

Veronica beccabunga Bachbungen-Ehrenpreis W 

Viburnum opulus Gewöhnlicher Schneeball W 

Anhang 

139

Anhang 

Stendorfer See – Physikalische und chemische Befunde 

EDV-Nr.: 129175 

Probenahmedatum 

Uhrzeit [ME(S)Z] 

Windrichtung 

Windstärke Bft. 

Lufttemperatur °C 

Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

Entnahmetiefe m 1 7 1 7 1 7 1 7 

Wassertemperatur °C 3,8 19,9 13,6 21,8 17,8 19,0 17,9 

Leitfähigkeit b. 25 °C mS/m 48,1 47,1 53,2 35,3 45,7 39,5 48,6 

pH - Wert 8,14 8,59 7,78 8,96 7,61 8,48 7,37 

Farbe 38 1 1 1 1 37 37 

Trübung 3 3 3 3 3 5 5 

Geruch 1 1 59 1 1 1 79 

Sauerstoff mg/l 12,2 11,7 0,4 15,2 0 8,3 8,2 

O2-Sättigungsindex % 94 129 4 174 0 89 86 

TOC mg/l 7,9 9,1 9,2 11 9,1 12 12 

DOC mg/l 7,1 8,4 8,5 9,3 9,1 9,5 11 

SAK bei 254 nm 1/m 24,1 21,3 31,6 27,1 26,1 30,6 34,1 

SAK bei 436 nm 1/m 1,1 0,8 7,3 1,5 1,0 5,1 1,6 

Säurekapazität -( pH 4,3 ) mmol/l 3,47 3,59 4,46 2,5 3,64 2,97 4,12 

Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - 0,12 - 0,12 - - 0,02 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,03 - 0,16 - 0,18 0,01 - 

Hydrogencarbonat mg/l 212 219 272 153 222 181 251 

Chlorid mg/l 23 24 24 22 22 22 22 

Ammonium-N mg/l 0,025 0,027 1,45 0,012 0,512 0,030 3,27 

Nitrit-N mg/l 0,031 0,016 0,043

Stendorfer See – Phytoplankton 

Anhang 

28.2.2002 12.6.2002 6.8.2002 16.9.2002 

Abund. Bio-Vol. Abund. Bio-Vol. Abund. Bio-Vol. Abund. Bio-Vol. 

n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l 

Kl. Cyanophyceae 

Anabaena spp. x x 

Anabaena sp. 6547,73 0,490 

Anabaena circinalis x x 

Anabaena crassa x 

Aphanizomenon flos-aquae (Fäden) 23,14 0,029 4805,50 5,009 93,45 0,113 

Merismopedia spp. x 

Microcystis aeruginosa x 1244,36 0,051 14482,44 0,599 

Microcystis viridis x 6354,60 0,623 

Microcystis wesenbergii 5616,52 0,637 66148,80 7,504 

Rhabdoderma lineare x 

Woronichinia naegeliana 

Kl. Cryptophyceae 

x 10537,68 0,323 5199,02 0,159 

Cryptomonas spp. x 769,53 0,845 x 110,09 0,175 

Rhodomonas cf. lens 117,81 0,057 

Rhodomonas minuta 

Kl. Bacillariophyceae 

Ord.: Centrales 

1685,04 0,264 9735,90 1,033 x x 

Acanthoceras zachariasii x x 

Aulacoseira granulata 32,04 0,035 989,72 0,979 6013,74 7,213 510,75 0,469 

Cyclotella spp. * x x 

Stephanodiscus spp. * x x 

Zentrale Diatomeen 30µm 

Ord.: Pennales 

28,48 0,452 

Asterionella formosa 205,59 0,115 42,10 0,023 x 

Diatoma sp. x 

Fragilaria spp. x x 

Fragilaria crotonensis 

Kl. Euglenophyceae 

x 308,83 0,647 

Euglena spp. x 

Trachelomonas spp. x 

141

Anhang 

28.2.2002 12.6.2002 6.8.2002 16.9.2002 



Kl. Chlorophyceae 

Ord.: Volvocales 

Chlamydomonas spp. x 

Eudorina elegans x 

Pandorina morum x x 

Volvox aureus 

Ord.: Chlorococcales 

x 

Ankistrodesmus bibraianus x 

Ankyra judayi x 

Botryococcus braunii x 

Coelastrum astroideum x 

Dictyosphaerium spp. x 

Kirchneriella spp. x 

Pediastrum boryanum x x 

Pediastrum duplex x x 

Pediastrum tetras x 

Scenedesmus spp. 

Ord.: Ulotrichales 

x x 

Gloeotila pelagica f. spiralis 

Kl. Conjugatophyceae 

x x 

Closterium spp. x 

Closterium aciculare x x x 

Closterium acutum var. variabile x 

Spirogyra spp. x 

Staurastrum spp. x 

Staurastrum chaetoceras 

Kl. Haptophyceae 

x 

Chrysochromulina parva 

Kl. Dinophyceae 

8957,03 0,145 x 

Ceratium spp. 22,25 1,152 

Ceratium hirundinella 7,00 0,474 204,70 11,825 x 

Woloszynskia pseudopalustris x 16,02 0,318 

Kolkwitziella acuta x 

Peridiniopsis polonicum 20,47 0,303 x 

Peridinium spp. 

Kl. Xanthophyceae 

10,68 0,429 x 

Pseudostaurastrum limneticum 

Unbestimmte Flagellaten 

x x 

SUMME 2,389 4,175 27,261 10,131 

142

Stendorfer See – Zooplankton 

Ciliata 

Anhang 

28.2.2002 12.6.2002 6.8.2002 16.9.2002 

Ciliata indet. s s s 

Trichodina sp. w 

Rotatoria 

Asplanchna priodonta s s s 

Collotheca spp. w s w 

Conochiloides natans s 

Conochiloides dossuarius w 

Conochilus unicornis h w s 

Gastropus cf. stylifer w 

Euchlanis cf. dilatata s 

Filinia longiseta mi 

Filinia terminalis s 

Kellicottia longispina s 

Keratella cochlearis s h w mi 

K. c. f. tecta mi s 

Keratella hiemalis s 

Keratella quadrata w s 

Polyarthra spp. w 

Polyarthra dolichoptera/vulgaris w * 

Pompholyx sulcata mi w w 

cf. Synchaeta spp. mi s 

Trichocerca capucina s s 

Trichocerca cf. porcellus mi s 

Trichocerca similis s s w 

Cladocera 

Bosmina (Eubosmina) coregoni s s 

Bosmina (Bosmina) longirostris s 

Ceriodaphnia pulchella s s 

Chydorus sphaericus s s 

Daphnia longispina-Komplex Summe s w s s 

Daphnia cucullata w s s 

Daphnia hyalina/galeata s 

Leptodora kindtii s s 

Copepoda 

Nauplien w w w s 

Calanoida 

Copepodide w s s 

Eudiaptomus graciloides s s s s 

Cyclopoida 

Copepodide s s w s 

Cyclops kolensis s 

Mesocyclops leuckarti s s s 

Thermocyclops crassus s s 

Sonstige 

Bivalvia: Dreissena-Larven w 

Chaoborus sp. s 

143

Anhang 

Stendorfer See – Makrozoobenthos 

26.4.2001 0,5 m 2 m 3 m 4 m 5 m 6 m 8 m 

Taxon Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² 

Oligochaeta 2873 3596 2398 4174 2264 1687 1399 

Gastropoda 

Acroloxus lacustris 65 t t t 

Anisus vortex t 

Bithynia tentaculata t 44 44 

Gyraulus albus t 

Potamopyrgus antipodarum t 

Radix sp. t 

Valvata piscinalis t 133 44 t t t t 

Bivalvia 

Dreissena polymorpha t 178 

Pisdium sp. 229 133 133 178 222 133 t 

Sphaerium corneum t t 

Unio tumidus t 

Hirudinea 

Glossiphonia complanata 33 

Helobdella stagnalis 131 133 

Hydrachnidia 229 311 577 89 

Crustacea 

Asellus aquaticus 1012 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 588 577 

Caenis luctuosa 44 

Heteroptera 

Micronecta sp. 229 266 

Trichoptera 

Athripsodes cinereus 33 

Molanna angustata 65 

Mystacides nigra 33 

Mystacides sp. 33 

Diptera 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 44 1199 3330 5261 

Chironomidae 

Clinotanypus nevosus 33 

Procladius sp. 1208 622 799 666 2486 3863 3885 

Tanypus vilipennis 44 89 44 

Orthocladiinae 

Nanocladius bicolor 44 

Chironominae 

Chironomini 

Chironomus plumosus-Gr. 1021 666 622 266 

Chironomus semireductus-Gr. 98 44 

Chironomus thummi-Gr. 65 

Cryptochironomus sp. 98 89 133 44 

Demicryptochironomus cf. vulner 33 

Dicrotendipes modestus 65 133 178 

Glyptotendipes pallens 229 

Glyptotendipes paripes 98 

Microtendipes cf. pedellus 65 

Polypedilum cf. nubeculosum 33 44 89 

Polypedilum sp. 44 

Tribelos intextus 196 

Tanytarsini 

Cladotanytarsus sp. 33 44 

Tanytarsus sp. 33 44 44 

Ceratopogonidae 424 89 222 178 44 178 22 

144

Sibbersdorfer See – Ufer- und Unterwasservegetation 



Butomus umbellatus Schwanenblume W 



Elodea canadensis Kanadische Wasserpest W 


Potamogeton pectinatus Kamm-Laichkraut Z 

Potamogeton pusillus agg. Zwerg-Laichkraut 3 W 

Ranunculus circinatus Spreizender Wasserhahnenfuß W 

Sparganium cf. emersum Einfacher Igelkolben W 

Zannichellia palustris Sumpf-Teichfaden Z 



Lemna minor Kleine Wasserlinse W 


Nymphaea alba Weiße Seerose W 



Achillea ptarmica Sumpf-Schafgarbe W 

Acorus calamus Kalmus D 



Alisma plantago-aquatica Gewöhnlicher Froschlöffel W 



Alopecurus pratensis Wiesen-Fuchsschwanz W 

Anthriscus sylvestris Wiesen-Kerbel Z 





Caltha palustris Sumpf-Dotterblume Z 


Cardamine pratensis agg. Wiesen-Schaumkraut Z 

Carex acuta Schlank-Segge Z 

Carex acutiformis Sumpf-Segge D 

Carex disticha Zweizeilige Segge Z 


Carex hirta Behaarte Segge W 

Carex nigra Wiesen-Segge W 

Carex paniculata Rispen-Segge Z 

Carex rostrata Schnabel-Segge W 

Carex vesicaria Blasen-Segge Z 

Cerastium holosteoides Gewöhnliches Hornkraut Z 


Cynosurus cristatus Kammgras Z 

Anhang 

145

Anhang 



Eleocharis palustris Gewöhnliche Sumpfbinse Z 





Fagus sylvatica Rot-Buche W 



Fraxinus excelsior Gewöhnliche Esche W 


Galium palustre Sumpf-Labkraut Z 

Geum rivale Bach-Nelkenwurz W 






Hydrocotyle vulgaris Wassernabel Z 



Juncus bufonius Kröten-Binse W 


Juncus inflexus Blaugrüne Binse Z 

Lathyrus pratensis Wiesen-Platterbse Z 


Lotus uliginosus Sumpf-Hornklee Z 

Lychnis flos-cuculi Kuckucks-Lichtnelke W 


Lysimachia nummularia Pfennigkraut Z 

Lysimachia thyrsiflora Strauß-Gilbweiderich 3 W 




Menyanthes trifoliata Fieberklee 3 W 






Polygonum hydropiper Wasserpfeffer W 

Populus spec. Pappel W 


Potentilla palustris Sumpf-Blutauge W 

Quercus robur Stiel-Eiche W 


Ranunculus lingua Zungen-Hahnenfuß 3 W 


Rorippa amphibia Wasser-Sumpfkresse Z 

Rubus caesius Kratzbeere Z 




146





Salix pentandra Lorbeer-Weide W 


Salix viminalis Korb-Weide W 

Schoenoplectus lacustris Seebinse W 

Scirpus sylvaticus Wald-Simse W 

Scutellaria galericulata Sumpf-Helmkraut W 




Stellaria palustris Sumpf-Sternmiere 3 Z 

Thelypteris palustris Sumpffarn 3 W 


Triglochin palustre Sumpf-Dreizack 3 W 

Typha angustifolia Schmalblättriger Rohrkolben Z 




Veronica beccabunga Bachbungen-Ehrenpreis Z 

Veronica scutellata Schild-Ehrenpreis 3 W 

Anhang 

147

Anhang 

Sibbersdorfer See – Physikalische und chemische Befunde 

EDV-Nr.: 129174 



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

Entnahmetiefe m 1 4,5 1 7 1 7 1 7 


Leitfähigkeit b. 25 °C mS/m 49,3 50,1 50,7 41,2 47,0 42,9 41,8 

pH - Wert 8,46 8,55 8,32 8,65 7,66 8,95 8,80 

Farbe 38 37 1 37 1 37 37 

Trübung 5 5 3 3 3 5 5 

Geruch 1 1 1 1 32 1 1 

Sauerstoff mg/l 13,4 13,4 10,1 7,2 12 1,1 10,3 9 

O2-Sättigungsindex % 107 94 111 78 136 12 110 96 

TOC mg/l 10 9,4 9,5 13 9,7 13 14 

DOC mg/l 7,9 9,0 8,9 10 9,3 10 11 

SAK bei 254 nm 1/m 26,2 23,7 23,5 30,2 28,5 27,6 29,7 

SAK bei 436 nm 1/m 1,0 0,9 0,9 1,4 1,2 1 2,7 


Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,05 0,08 - 0,10 - 0,21 0,14 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - - 0,02 - 0,2 - - 


Chlorid mg/l 23 25 24 22 22 23 26 

Ammonium-N mg/l 0,011 0,062 0,209 0,025 0,262 0,014 0,018 

Nitrit-N mg/l 0,022 0,019 0,017 0,0063 0,011 0,0031 0,0023 

Nitrat-N mg/l 2,33 0,201 0,191

Sibbersdorfer See – Phytoplankton 

Anhang 

18.2.2002 12.6.2002 7.8.2002 16.9.2002 




Anabaena spp. x x 

Anabaena sp. 117,30 0,069 

Anabaena compacta x 

Anabaena flos-aquae/ A. perturbata 28327,33 2,776 x 

Aphanizomenon flos-aquae (Fäden) 19,13 0,040 381,36 0,454 x 

Aphanizomenon cf. gracile (Fäden) x x 

Aphanizomenon issatschenkoi (Fäden) 145,28 0,158 x 

Microcystis spp. x 15694,13 1,538 23062,86 0,953 

Microcystis aeruginosa 4511,50 0,442 * 115492,6 11,317 

Microcystis flos-aque * 

Microcystis viridis 3694,75 0,391 24073,73 1,580 

Microcystis wesenbergii x 8241,40 0,935 42152,68 4,782 

Pseudanabaena limnetica x 

Woronichinia naegeliana 933,23 0,036 16346,27 0,567 19875,57 0,690 

Unbestimmte trichale Cyanophyceen 


x 

Cryptomonas spp. 19,29 0,029 3648,54 7,597 x 

Cryptomonas spp. (> 20 µm) 1442,28 3,180 

Cryptomonas spp. (< 20 µm) 714,00 0,672 

Cryptomonas rostratiformis 149,94 0,931 x 





574,77 0,079 2661,15 0,313 x 

Acanthoceras zachariasii x 190,68 0,219 

Aulacoseira granulata 34,71 0,043 x 1856,40 2,345 728,34 0,482 

Aulacoseira granulata var. angustissima 367,71 0,160 

Cyclotella spp. * x 

Melosira varians x x 

Rhizosolenia sp. x 

Stephanodiscus spp. * x * x 

Stephanodiscus neoastraea * 



Amphora sp. 

1688,61 15,637 267,75 1,880 

Asterionella formosa 276,79 0,159 x x 

Fragilaria crotonensis x x 

Nitzschia sp. x x 

Nitzschia sp. (epiphytisch) 4179,48 0,342 

Nitzschia cf. acicularis 


x 

Euglena spp. 17,02 0,068 

149

Anhang 

18.2.2002 12.6.2002 7.8.2002 16.9.2002 






Phacotus lenticularis x 

Pteromonas sp. 


x 

Actinastrum hantzschii x x 

Ankistrodesmus bibraianus x 


Ankyra lanceolata x 

Botryococcus braunii x x 


Crucigeniella sp. x 


Monoraphidium contortum x 

Nephrocytium agardhianum x 

Oocystis spp. x 464,10 0,136 x x 

Pediastrum boryanum x x x 

Pediastrum duplex x x x 


Scenedesmus spp. x x x x 

Scenedesmus acuminatus x x x 

Scenedesmus dimorphus x x 

Scenedesmus disciformis x x 

Schroederia spiralis x 

Tetraedron caudatum x x x 

Tetraedron minimum 


x x 

Elakatothrix genevensis x x 

Koliella longiseta 


x 


Closterium aciculare x 

Closterium acutum var. variabile 223,39 0,103 x x 

Closterium cf. limneticum 2,20 0,026 



Kl. Chrysophyceae 

x 

Mallomonas spp. 


x x 

Ceratium furcoides x x 

Ceratium hirundinella 2,80 0,232 4,30 0,228 1,90 0,101 


Peridiniopsis cf. berolinense x x 

Peridiniopsis cf. penardiforme x 

Peridiniopsis polonicum 7,40 0,117 26,50 0,421 



x 4,50 0,181 x 

SUMME 19,543 9,925 16,669 20,668 

150

Sibbersdorfer See – Zooplankton 

Ciliata 

Anhang 

18.2.2002 12.6.2002 7.8.2002 16.9.2002 

Ciliata indet. w s s s 

Epistylis spp. mi mi 

Tintinnidium/Membranicola spp. s 

Codonella sp. h w s 

Rotatoria 

Anuraeopsis fissa s 

Asplanchna priodonta s 

Collotheca spp. w 


Conochilus unicornis s s 

Filinia longiseta v. limnetica w 


Kellicottia longispina s s s 

Keratella cochlearis s mi w mi 

K. c. f. tecta s mi w 


Keratella quadrata w w s 

Polyarthra dolichoptera/vulgaris s w 

Pompholyx sulcata h mi mi 

cf. Synchaeta spp. w s 

Trichocerca rousseleti s s 

Trichocerca similis s s w 

Cladocera 

Bosmina (Eubosmina) coregoni mi mi s 

Bosmina (Bosmina) longirostris s s 

Chydorus sphaericus mi s 

Daphnia longispina-Komplex Summe s s w w 

Daphnia cucullata s w w 

Daphnia hyalina/galeata s s 

Copepoda 

Nauplien w w mi w 

Calanoida 

Copepodide s s s s 

Eudiaptomus graciloides s s s w 

Cyclopoida 

Copepodide s s w s 

Acanthocyclops cf. robustus w s 


Cyclops vicinus s 


Thermocyclops crassus w w s 

Sonstige 

Bivalvia: Dreissena-Larven s 

151

Anhang 

Sibbersdorfer See –Makrozoobenthos 

1 m 2-3 m 4 m 5 m 5,5 m 

Taxon Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² 

Oligochaeta 468 392 1372 873 5257 

Stylaria lacustris 

Gastropoda 

88 

Acroloxus lacustris 15 

Bithynia tentaculata t 

Potamopyrgus antipodarum 2169 t 

Radix sp. 5 

Valvata piscinalis 

Bivalvia 

15 47 t t 

Anodonta sp. t 

Dreissena polymorpha 5 

Pisdium sp. 47 249 15 t t 

Sphaerium corneum 

Hirudinea 

t 

Erpobdella octoculata 170 

Helobdella stagnalis 47 47 

Hydrachnidia 

Crustacea 

287 358 47 94 

Asellus aquaticus 148 1625 

Gammarus pulex 

Ephemeroptera 

19 

Caenis horaria 433 1378 

Caenis luctuosa 62 

Caenis sp. 

Trichoptera 

94 

Anabolia nervosa 5 

Limnephilus sp. 15 


Mystacides longicornis 

Triaenodes bicolor 

Diptera 

Chaoboridae 

47 

Chaoborus flavicans 

Chironomidae 

Tanypodinae 

47 235 469 133 

Procladius sp. 939 133 148 1314 

Chironomus cf. plumosus 282 563 516 516 

Chironomus sp. 88 

Cryptochironomus sp. 94 

Dicrotendipes modestus 47 

Einfeldia dissidens 47 

Endochironomus cf. albipennis 82 

Glyptotendipes pallens 345 94 


Glyptotendipes sp. 

Tanytarsini 

25 

Cladotanytarsus sp. 47 

Tanytarsus sp. 94 

Ceratopogonidae 276 15 375 47 

Bezzia sp. 82 

152

Großer Eutiner See – Ufer- und Unterwasservegetation 



Chara contraria Gegensätzliche Armleuchteralge 3 W 







Lemna trisulca Dreifurchige Wasserlinse W 

Potamogeton cripus Krauses Laichkraut Z 

Potamogeton friesii Stachelspitziges Laichkraut 2 W 

Potamogeton pectinatus Kamm-Laichkraut D 

Potamogeton perfoliatus Durchwachsenes Laichkraut W 


Ranunculus circinatus Spreizender Wasserhahnenfuß W 






Nymphaea alba Weiße Seerose Z 

Nymphaea spec. Seerose W 

Spirodela polyrhiza Vielwurzelige Teichlinse Z 



Acer campestre Feld-Ahorn W 



Aesculus hippocastanum Gewöhnliche Roßkastanie W 


Ajuga reptans Kriechender Günsel Z 





Betula pendula Hänge-Birke Z 

Betula pubescens Moor-Birke Z 

Bidens tripartita Dreiteiliger Zweizahn W 







Anhang 

153

Anhang 



Carex acutiformis Sumpf-Segge Z 




Carex nigra Wiesen-Segge Z 


Carex pseudocyperus Scheinzypergras-Segge W 

Carex riparia Ufer-Segge W 

Chrysosplenium oppositifolium Gegenblättriges Milzkraut W 


Cirsium palustre Sumpf-Kratzdistel Z 

Crepis paludosa Sumpf-Pippau W 


Dryopteris dilatata Breitblättriger Dornfarn Z 






Fagus sylvatica Rot-Buche Z 





Galium uliginosum Moor-Labkraut 3 W 





Heracleum mantegazzianum Riesen-Bärenklau W 


Hottonia palustris Wasserfeder Z 


Hydrocharis morsus-ranae Froschbiß W 





Juncus inflexus Blaugrüne Binse W 

Juncus tenuis Zarte Binse W 

Lathyrus pratensis Wiesen-Platterbse W 






Lythrum salicaria Blut-Weiderich Z 


Myosotis palustris agg. Sumpf-Vergißmeinnicht W 

Petasites hybridus Gewöhnliche Pestwurz Z 



154



Poa palustris Sumpf-Rispengras W 


Polygonum amphibium Wasser-Knöterich Z 

Populus spec. Pappel Z 


Prunus padus Trauben-Kirsche Z 


Ranunculus acris Scharfer Hahnenfuß Z 


Reynoutria spec. Staudenknöterich W 

Ribes nigrum Schwarze Johannisbeere W 


Rorippa amphibia Wasser-Sumpfkresse Z 





Rumex conglomeratus Knäuel-Ampfer Z 

Rumex hydrolapathum Fluß-Ampfer Z 

Salix cinerea Grau-Weide D 






Silene dioica Rote Lichtnelke W 


Sonchus palustris Sumpf-Gänsedistel W 

Sorbus aucuparia Eberesche Z 




Stachys sylvatica Wald-Ziest Z 

Telekia speciosa Telekie W 


Tilia spec. Linde W 


Typha latifolia Breitblättriger Rohrkolben Z 




Viburnum opulus Gewöhnlicher Schneeball Z 

Anhang 

155

Anhang 

Großer Eutiner See – Physikalische und chemische Befunde 

EDV- Nr.: 129103 

Probenahmedatum 11.2.2002 

Uhrzeit [ME(S)Z] 10:00 

Windrichtung NW 

Windstärke Bft. 4-5 

Lufttemperatur °C 8,6 

Luftdruck hPa 992 

Sichttiefe m 1,60 

Entnahmetiefe m 1 10 15 1 10 15 

Wassertemperatur °C 6,2 19,1 13,7 11,5 

Leitfähigkeit b. 25 °C mS/m 46,4 43,3 48,3 50,3 

pH - Wert 8,40 8,64 7,64 7,66 

Farbe 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 79 

Sauerstoff mg/l 13,6 12,5 0,8 0,3 

O 2-Sättigungsindex % 112 136 8 3 

TOC mg/l 6,8 9,3 8,6 8,5 

DOC mg/l 6,0 7,8 7,6 8,1 

SAK bei 254 nm 1/m 16,5 17,2 17,9 20,0 

SAK bei 436 nm 1/m 0,1 0,6 0,6 0,7 

Säurekapazität -( pH 4,3 ) mmol/l 3,10 2,83 3,43 3,69 

Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,03 0,09 - - 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - - 0,18 0,18 

Hydrogencarbonat mg/l 189 173 209 225 

Chlorid mg/l 32 32 33 33 

Ammonium-N mg/l 0,023 0,024 0,684 1,68 

Nitrit-N mg/l 0,0066 0,0066 0,023 0,0018 

Nitrat-N mg/l 0,876 0,085 0,416



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

5.8.2002 

10:00 

O 

2-3 

18,4 

1010 

0,80 

12.9.2002 

14:00 

O 

1-2 

19,9 

1027 


Wassertemperatur °C 21,8 18,2 11,5 21,0 17,5 12,5 

Leitfähigkeit b. 25 °C mS/m 39,3 42,3 58,1 39,6 44,4 60,9 

pH - Wert 9,04 7,53 7,47 8,86 7,45 7,21 

Farbe 1 1 1 1 1 37 

Trübung 3 3 3 3 3 5 

Anhang 

Geruch 1 1 99 1 79 99 

Sauerstoff mg/l 13 0,8 0,0 9,7 0 0 

O 2-Sättigungsindex % 149 9 0 107 0 0 

TOC mg/l 11 7,4 9,9 11 8,0 12 

DOC mg/l 10 7,1 7,6 8,3 7,4 11 

SAK bei 254 nm 1/m 30,4 18,0 18,4 18,6 20,2 32,8 

SAK bei 436 nm 1/m 1,4 0,6 0,8 0,6 0,8 1,7 

Säurekapazität -( pH 4,3 ) mmol/l 4,79 2,81 2,67 2,73 3,16 5,17 

Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,25 - - 0,16 - - 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - 0,16 0,34 - 0,24 0,56 

Hydrogencarbonat mg/l 292 171 163 167 193 315 

Chlorid mg/l 30 30 34 30 30 35 

Ammonium-N mg/l 0,034 0,473 5,370 0,014 1,34 8,47 

Nitrit-N mg/l 0,0012 0,016 0,0031

Anhang 

Großer Eutiner See – Phytoplankton 

11.2.2002 11.6.2002 5.8.2002 12.9.2002 




Anabaena spp. x x x 

Anabaena circinalis 3563,56 1,794 


Anabaena flos-aquae/ A. perturbata x 8888,79 0,871 

Anabaena planctonica 3920,05 1,544 

Aphanizomenon flos-aquae (Fäden) x 556,15 0,591 54,73 0,083 

Aphanizomenon issatschenkoi (Fäden) x 

Aphanothecoideae indet. x 

Microcystis spp. x 

Microcystis aeruginosa 14115,62 0,927 23303,22 1,530 

Microcystis viridis 1167,68 0,114 79635,78 7,804 




4556,37 0,213 6432,47 0,158 7035,72 0,172 

Cryptomonas spp. 6,37 0,006 124,85 0,198 88,53 0,141 

Rhodomonas cf. lens x 




220,22 0,032 4608,33 0,415 x x 

Aulacoseira sp. x 

Aulacoseira granulata 183,81 0,169 3298,68 4,167 109,47 0,199 404,06 0,397 

Cyclotella spp. * x x 

Melosira varians x 





Amphora sp. 

363,22 4,038 204,30 1,501 

Asterionella formosa 59,40 0,029 44,50 0,026 

Cymatopleura sp. x 

Fragilaria spp. x 

Fragilaria crotonensis 51,17 0,083 

Nitzschia sp. (epiphytisch) 5040,84 0,457 

Nitzschia cf. acicularis x 

Nitzschia sigmoidea x 

158

Anhang 

11.2.2002 11.6.2002 5.8.2002 12.9.2002 





Chlamydomonas spp. x 


Phacotus lenticularis 


x 



Botryococcus braunii x 

Coelastrum astroideum 55559,64 5,438 

Dictyosphaerium spp. 9086,84 0,597 

Eutetramorus/ Sphaerocystis 1038,50 0,043 

Lagerheimia genevensis x 


Monoraphidium minutum x 


Oocystis spp. 10709,49 1,184 



Scenedesmus spp. x x x x 

Scenedesmus acuminatus x 

Tetraedron minimum x 

Tetrastrum staurogeniaeforme 


x x x 

Elakatothrix genevensis 


x 

Closterium spp. x x x 


Closterium acutum var. variabile x x 

Staurastrum spp. 


x x x x 

Dinobryon divergens x 



x 



x x 

Ceratium furcoides x 

Ceratium hirundinella x 3,50 0,178 


Peridiniopsis polonicum 4,30 0,058 

Peridinium spp. x 

Unbestimmte Flagellaten x x 

SUMME 4,682 14,876 5,923 11,968 

159

Anhang 

Großer Eutiner See – Zooplankton 

Ciliata 

160 

11.2.2002 11.6.2002 5.8.2002 12.9.2002 

Ciliata indet. w s s s 

Epistylis spp. mi w 

Tintinnidium/Membranicola spp. s 

Codonella sp. mi s 

Rotatoria 

Ascomorpha ecaudis w s 

Brachionus angularis s s 

Collotheca spp. s 


Conochilus unicornis mi w 

Euchlanis sp. s s 

Filinia longiseta v. limnetica s s 



Keratella sp. s 

Keratella cochlearis s w mi w 

K. c. f. tecta s w w 

Keratella quadrata s s 

Polyarthra vulgaris w s 

Pompholyx sulcata w mi w 

cf. Synchaeta spp. s s 

Trichocerca similis s w s 

Cladocera 

Bosmina (Eubosmina) coregoni s s w s 


Ceriodaphnia sp. s 


Daphnia longispina-Komplex Summe s s s s 

Daphnia cucullata s s s s 

Daphnia hyalina s 

Diaphanosoma brachyurum s s 

Leptodora kindtii s 

Copepoda 

Nauplien w w w w 

Calanoida 

Copepodide s s s s 


Cyclopoida 

Copepodide s w s 

Acanthocyclops cf. robustus s 

Cyclops sp. s 

Cyclops cf. abyssorum s s 


Mesocyclops leuckarti s w 

Paracyclops fimbriatus s 

Thermocyclops crassus s s 

Sonstige 

Bivalvia: Dreissena-Larven s s 

Chaoborus sp. s

Großer Eutiner See – Makrozoobenthos 

Anhang 

1998 

Transekt 1 Transekt 2 

Tiefen 0,5 m 2 m 5 m 9 m 16 m 0,5 m 2 m 5 m 7 m 10 m 

Taxon Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² 

Oligochaeta 2545,7 1398,6 2242,2 2397,6 44,4 3035,2 2619,6 976,8 1265,4 1531,8 


Gastropoda 

Acroloxus lacustris t t 

Bithynia leachii t t t t 

Bithynia tentaculata 32,6 t t t t t 

Potamopyrgus antipodarum 97,9 195,8 22,2 

Valvata piscinalis t t t t t t 88,8 t t 

Bivalvia 

Anodonta anatina t t 22,2 

Dreissena polymorpha 32,6 t t t t 22,2 t t 

Pisdium sp. t t t t t t t t t t 


Hydrachnidia 326,4 577,2 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 587,5 155,4 155,4 177,6 

Caenis luctuosa 261,1 97,9 44,4 

Heteroptera 

Micronecta sp. 65,3 754,8 65,3 910,2 

Coleoptera 

Donacia sp. 65,3 

Trichoptera 

Oecetis ochracea 32,6 

Diptera 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 44,4 1309,8 2020,2 976,8 111,0 688,2 

Chironomidae 

Tanypodinae 

Procladius sp. 456,9 88,8 288,6 244,2 155,4 155,4 1021,2 888,0 177,6 


Psectrocladius cf. sordidellus 22,2 

Chironominae 

Chironomini 

Chironomus anthracinus-Gr. 

Chironomus plumosus-Gr. 355,2 244,2 0,0 444,0 155,4 155,4 

Chironomus cf. plumosus 88,8 199,8 22,2 

Cryptochironomus sp. 1174,9 177,6 97,9 199,8 

Dicrotendipes sp 22,2 

Microtendipes cf. pedellus 97,9 65,3 

Polypedilum cf. nubeculosum 913,8 66,6 22,2 783,3 111,0 

Polypedilum sp. 163,2 976,8 

Cladotanytarsus sp. 7114,9 621,6 6690,6 777,0 44,4 

Ceratopogonidae 32,6 88,8 111,0 

161

Anhang 

Kellersee – Ufer- und Unterwasservegetation 



Chara contraria Gegensätzliche Armleuchteralge 3 Z 




Butomus umbellatus Schwanenblume Z 

Callitriche spec. Wasserstern W* 

Ceratophyllum demersum Rauhes Hornblatt W 

Chlorophyceae Fädige Grünalgen Z 



Potamogeton cripus Krauses Laichkraut Z 

Potamogeton friesii Stachelspitziges Laichkraut 2 Z 


Potamogeton perfoliatus Durchwachsenes Laichkraut Z 



Sparganium emersum Einfacher Igelkolben W 


* = nur im Wasser treibend in einem Abschnitt gefunden 





Nymphaea alba Weiße Seerose Z 








Ajuga reptans Kriechender Günsel Z 

Alnus glutinosa Schwarz-Erle Z 

Alnus incana Grau-Erle Z 


Angelica sylvestris Wald-Engelwurz Z 

Aster spec. Aster W 


Betula pendula Hänge-Birke Z 

Betula pubescens Moor-Birke W 



Callitriche spec. Wasserstern Z 

162



Caltha palustris Sumpf-Dotterblume W 



Cardamine pratensis agg. Wiesen-Schaumkraut W 








Chrysosplenium oppositifolium Gegenblättriges Milzkraut W 

Circaea lutetiana Großes Hexenkraut Z 



Cladium mariscus Binsen-Schneide 2 Z* 

Cornus sericea Weißer Hartriegel W 

Cornus sanguinea Roter Hartriegel W 

Corylus avellana Hasel Z 


Crepis paludosa Sumpf-Pippau W 

Cynosurus cristatus Kammgras W 





Equisetum fluviatile Teich-Schachtelhalm Z 




Festuca pratensis Wiesen-Schwingel W 









Heracleum mantegazzianum Riesen-Bärenklau W 













Anhang 

163

Anhang 



Lythrum salicaria Blut-Weiderich Z 

Malus sylvestris Wild-Apfel 3 W 



Myosotis palustris agg. Sumpf-Vergißmeinnicht W 

Petasites hybridus Gewöhnliche Pestwurz Z 






Populus tremula Espe W 


Potentilla palustris Sumpf-Blutauge W 

Prunus padus Trauben-Kirsche Z 

Quercus robur Stiel-Eiche Z 



Reynoutria japonica Japanischer Staudenknöterich W 

Ribes nigrum Schwarze Johannisbeere Z 






Rumex acetosa Wiesen-Sauerampfer W 

Rumex crispus Krauser Ampfer W 






Schoenoplectus lacustris Seebinse D 




Solidago gigantea Riesen-Goldrute W 





Symphoricarpos albus Gewöhnliche Schneebeere W 



Typha latifolia Breitblättriger Rohrkolben Z 

Ulmus spec. Ulme Z 





* = nur in einem Abschnitt 

164

Kellersee – Physikalische und chemische Befunde 

EDV-Nr.: 129075 

Probenahmedatum 11.2.2002 3.6.2002 

Uhrzeit [ME(S)Z] 15:00 09:30 

Windrichtung NW SO 

Windstärke Bft. 4-5 2-3 

Lufttemperatur °C 8,7 16,9 

Luftdruck hPa 990 1017 

Sichttiefe m 3,10 2,90 



Leitfähigkeit b. 25 °C mS/m 48,0 48,7 49,8 50,1 

pH - Wert 8,25 8,75 8,01 7,74 

Farbe 1 1 1 1 


Geruch 1 1 1 1 


O2-Sättigungsindex % 102 139 63 24 

TOC mg/l 6,6 8,5 7,7 8,1 

DOC mg/l 6,2 7,4 7,2 7,4 

SAK bei 254 nm 1/m 17,5 18,2 18,5 18,6 

SAK bei 436 nm 1/m 0,1 0,5 0,5 0,5 


Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - 0,13 - - 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,03 - 0,06 0,13 



Ammonium-N mg/l 0,014 0,028 0,028 0,058 

Nitrit-N mg/l 0,0053 0,030 0,0059 0,011 

Nitrat-N mg/l 0,949 0,696 1,05 1,05 

Gesamtstickstoff mg/l 1,7 1,6 1,8 2,0 

o-Phosphat-P mg/l 0,115

Anhang 

Probenahmedatum 22.7.2002 10.9.2002 

Uhrzeit [ME(S)Z] 10:45 10:30 

Windrichtung NW NO 

Windstärke Bft. 5-6 2-3 

Lufttemperatur °C 14,9 20,6 

Luftdruck hPa 1005,4 1016 

Sichttiefe m 2,10 1,40 


Wassertemperatur °C 18,8 18,7 9,4 20,5 15,9 9,5 

Leitfähigkeit b. 25 °C mS/m 44,8 45,0 50,6 41,8 46,4 51,1 

pH - Wert 8,40 8,39 7,62 8,42 7,56 7,47 

Farbe 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 79 

Sauerstoff mg/l 8,5 8,4 0,1 9,3 0,9 0 

O2-Sättigungsindex % 92 91 1 103 9 0 

TOC mg/l 8,2 7,9 7,6 10 7,5 7,9 

DOC mg/l 7,6 7,4 7,4 8,3 7,4 7,9 

SAK bei 254 nm 1/m 17,7 17,7 19,4 19,4 19,5 20,8 

SAK bei 436 nm 1/m 0,6 0,6 0,6 0,6 0,7 0,7 

Säurekapazität -( pH 4,3 ) mmol/l 2,75 2,81 3,38 2,51 2,99 3,55 

Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0 0 - 0,04 - - 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - - 0,18 - 0,19 0,26 

Hydrogencarbonat mg/l 168 171 206 206 153 182 

Chlorid mg/l 33 32 33 32 32 33 

Ammonium-N mg/l 0,061 0,067 0,448 0,034 0,160 1,37 

Nitrit-N mg/l 0,021 0,019 0,213 0,0054 0,061

Kellersee – Phytoplankton 

11.2.2002 3.6.2002 22.7.2002 10.9.2002 




Anabaena spp. 248,25 0,024 x 

Anabaena sp. 2428,79 0,117 

Anabaena cf. circinalis x 

Anabaena flos-aquae/ A. perturbata x 

Anabaena planctonica x x 

Anabaena cf. viguieri x 

Aphanizomenon flos-aquae (Fäden) 3,60 0,007 x 261,05 0,296 

Aphanizomenon cf. gracile (Fäden) 111,23 0,134 

Aphanizomenon issatschenkoi (Fäden) 149,82 0,069 

Aphanocapsa sp. x 

Aphanothecoideae indet. x 

Chroococcus limneticus 

Gomphosphaerioideae indet. 

x 

Limnothrix sp. x 806,82 0,370 


Microcystis flos-aque x 

Microcystis viridis 2758,69 0,270 


Planktolyngbya limnetica (Fäden) x 242,76 0,054 

Planktothrix sp. (Fäden) 24,66 0,065 93,07 0,082 

Pseudanabaena spp. x 

Romeria sp. x 

Snowella spp. x 

Snowella litoralis x 



1980,00 0,051 

Cryptomonas spp. 18,65 0,041 120,12 0,191 113,50 0,180 

Rhodomonas cf. lens 225,22 0,104 x x 




360,36 0,049 x x x 


Aulacoseira granulata 2,16 0,003 27,90 0,024 x 

Aulacoseira islandica x 


Rhizosolenia longiseta x 





6,41 0,057 

Asterionella formosa 13,68 0,007 x 12,96 0,007 

Fragilaria capucina x 

Fragilaria crotonensis 8,76 0,018 x 

Fragilaria spp. x x 

Gyrosigma sp. x 

Nitzschia cf. acicularis x 

Anhang 

167

Anhang 

11.2.2002 3.6.2002 22.7.2002 10.9.2002 





Carteria sp. x 

Pandorina morum 125,84 0,042 x 


Ord.: Tetrasporales 

x x 

Pseudosphaerocystis lacustris 


x x x 

Ankistrodesmus fusiformis x 

Ankyra spp. 1038,48 0,048 x 

Ankyra judayi * * 

Ankyra lanceolata * * 


Coelastrum spp. 5754,32 0,564 

Coelastrum astroideum * x x 

Coelastrum microporum * 

Dictyosphaerium spp. 122,98 0,012 x 




Oocystis spp. 150,15 0,024 x x 



Pediastrum tetras x x 


Scenedesmus acuminatus 

x x x x 

Scenedesmus obtusus x 



x 

Elakatothrix genevensis x 

Planctonema lauterbornii 


x 

Closterium sp. x x 

Closterium aciculare 1,30 0,007 x 

Closterium acutum var. variabile x 36,54 0,013 x 



x x x 

Dinobryon divergens 35,94 0,011 

Dinobryon sociale x 



x 



x 

Ceratium furcoides 0,20 0,022 10,44 0,545 45,00 2,350 


Gymnodinium sp. x 

Woloszynskia pseudopalustris 1,92 0,016 0,90 0,008 

Gymnodinium helveticum x 


Peridiniopsis cf. berolinense x 



Kl. Xanthophyceae 

x x x 

Pseudostaurastrum limneticum x 

Unbestimmte Flagellaten x 

SUMME 0,355 0,947 0,925 7,575 

168

Kellersee – Zooplankton 

Ciliata 

Anhang 

11.2.2002 3.6.2002 22.7.2002 10.9.2002 

Ciliata indet. w w s 

Epistylis spp. mi w 

Codonella sp. s 

Rotatoria 

Ascomorpha ecaudis s w 

Asplanchna priodonta s s 

Collotheca spp. s 

Conochilus unicornis s w s 

Gastropus cf. stylifer s 



Keratella cochlearis s w w w 

K. c. f. tecta s w 


Keratella quadrata s s 

Polyarthra sp. s 

Polyarthra dolichoptera/vulgaris s s 

Pompholyx sulcata s w 

cf. Synchaeta spp. s s s 

Trichocerca capucina s s 

Trichocerca similis s w 

Cladocera 

Bosmina (Eubosmina) coregoni s w s 


Chydorus sphaericus s 

Daphnia longispina-Komplex Summe s s s s 

Daphnia cucullata s s s s 

Daphnia hyalina/galeata s s s 

Diaphanosoma brachyurum s 


Copepoda 

Nauplien w w mi w 

Calanoida 

Copepodide s s w w 


Cyclopoida 

Copepodide w s s s 



Diacyclops bicuspidatus s 

Mesocyclops leuckarti s s 

Thermocyclops crassus s 

Thermocyclops oithonoides s s s 

Sonstige 

Bivalvia: Dreissena-Larven s 

169

Anhang 

Kellersee – Makrozoobenthos 

1998 


Tiefen 0,5 m 2 m 5 m 10 m 19 m 0,5 m 2 m 5 m 10 m 25 m 


Hydrozoa 

Hydra sp. 22,2 

Oligochaeta 2023,5 1620,6 177,6 133,2 1443,0 1305,5 2442,0 22,2 1887,0 0,0 

Stylaria lacustris 32,6 

Gastropoda 

Acroloxus lacustris t 

Anisus vortex t t t 

Bithynia tentaculata 32,6 t t 130,5 


Planorbis planorbis t t 

Potamopyrgus antipodarum 32,6 t t 22,2 

Radix ovata t t 

Theodoxus fluviatilis t t t t t 

Valvata cristata 

Valvata piscinalis t t t 22,2 t 32,6 44,4 t 

Bivalvia 

Anodonta anatina t 22,2 

Anodonta cygnea 

Dreissena polymorpha t 22,2 t t t t t 

Pisdium sp. t t t t t 44,4 t 



Hirudinea 

Erpobdella octoculata 44,4 130,5 

Helobdella stagnalis 44,4 130,5 

Hydrachnidia 111,0 88,8 32,6 

Crustacea 

Asellus aquaticus 199,8 97,9 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 195,8 510,6 22,2 32,6 510,6 22,2 

Caenis luctuosa 261,1 421,8 130,5 199,8 

Caenis robusta 32,6 88,8 

Centroptilum luteolum 22,2 

Cloeon dipterum 

Heteroptera 

Herperocorixa sahlbergi 

Trichoptera 

Limnephilidae 

Mystacides sp. 

Diptera 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 44,4 1154,4 177,6 10966,8 22,2 133,2 5394,6 

Chironomidae 

Procladius sp. 130,5 266,4 444,0 66,6 44,4 177,6 44,4 199,8 


Corynoneura sp. 

Cricotopus sp. 32,6 

Psectrocladius cf. sordidellus 65,3 

Chironominae 

Chironomini 

Chironomus plumosus-Gr. 66,6 199,8 266,4 333,0 222,0 66,6 

Chironomus cf. plumosus 22,2 199,8 

Chironomus sp. 44,4 Im 22,2 22,2 

Chironomus cf. tentans 22,2 

Cryptochironomus sp. 195,8 111,0 44,4 22,2 

Demeijera rufipes 244,2 

Dicrotendipes sp 732,6 

Glyptotendipes sp. 130,5 22,2 32,6 22,2 

170

Dieksee – Ufer- und Unterwasservegetation 



Chara vulgaris Gemeine Armleuchteralge 3 

Chara globularis Zerbrechliche Armleuchteralge 



Ceratophyllum demersum Rauhes Hornblatt 

Elodea canadensis Kanadische Wasserpest 

Fontinalis antipyretica Gemeines Brunnenmoos 

Myriophyllum spicatum Ähriges Tausendblatt 3 

Potamogeton cripus Krauses Laichkraut 

Potamogeton friesii Stachelspitziges Laichkraut 2 

Potamogeton pectinatus Kamm-Laichkraut 

Potamogeton x nitens Glanz-Laichkraut 

Potamogeton perfoliatus Durchwachsenes Laichkraut 

Potamogeton pusillus agg. Zwerg-Laichkraut 3 

Ranunculus circinatus Spreizender Wasserhahnenfuß 

Zannichellia palustris Sumpf-Teichfaden 




Nuphar lutea Gelbe Teichrose Z 




Abies alba Weiß-Tanne - 

Acer pseudoplatanus Berg-Ahorn - 

Acorus calamus Kalmus - 

Achillea millefolium Gemeine Schafgabe - 

Achillea ptarmica Sumpf-Schafgabe - 

Aegopodium podagraria Giersch - 

Aesculus hippocastaneum Gemeine Roßkastanie - 

Agrostis stolonifera Weißes Straußgras - 

Ajuga reptans Kriechender Günsel - 

Alisma plantago-aquatica Gemeiner Froschlöffel - 

Alliaria petiolata Knoblauchsrauke - 

Alnus glutinosa Schwarz-Erle - 

Alnus incana Grau-Erle - 

Anemone nemorosa Busch-Windröschen - 

Angelica sylvestris Wald-Engelwurz - 

Anthriscus sylvestris Wiesen-Kerbel - 

Arctium lappa Große Klette - 

Arum maculatum Gefleckter Aronstab - 

Anhang 

171

Anhang 



Berula erecta Berle - 

Betula pendula Hänge-Birke - 

Butomus umbellatus Schwanenblume - 

Bidens tripartita Dreiteiliger Zweizahn - 

Caltha palustris Sumpf-Dotterblume - 

Calystegia sepium Echte Zaunwinde - 

Cardamine amara Bitteres Schaumkraut - 

Carex acutiformis Sumpf-Segge - 

Carex hirta Behaarte Segge - 

Carex pendula Hänge-Segge - 

Carex pseudocyperus Scheinzyper-Segge - 

Carex remota Winkel-Segge - 

Carex sylvatica Wald-Segge - 

Chaerophyllum temulum Taumel-Kälberkropf - 

Chrysosplenium oppositifolium Gegenblättriges Milzkraut - 

Circaea lutetiana Großes Hexenkraut - 

Cirsium oleraceum Kohldistel - 

Cirsium palustre Sumpf-Kratzdistel - 

Clematis vitalba Gemeine Waldrebe - 

Convallaria majalis Maiglöckchen - 

Cornus sanguinea Blutroter Hartriegel - 

Corylus avellana Haselnuß - 

Crataegus laevigata Zweigriffeliger Weißdorn - 

Crataegus monogyna Eingriffeliger Weißdorn - 

Crepis paludosa Sumpf-Pippau - 

Dactylis glomerata Knäuelgras - 

Deschampsia cespitosa Rasen-Schmiele - 

Deschampsia flexuosa Draht-Schmiele - 

Dryopteris dilatata Breitblättriger Dornfarn - 

Dryopteris filix-mas Gemeiner Wurmfarn - 

Epilobium hirsutum Behaartes Weidenröschen - 

Equisetum palustre Sumpf-Schachtelhalm - 

Euonymus europaeus Europäisches Pfaffenhütchen - 

Eupatorium cannabinum Gemeiner Wasserdost - 

Fagus sylvatica Rot-Buche - 

Fallopia sachalinaris Sachalin-Staudenknöterich - 

Festuca altissima Wald-Schwingel - 

Filipendula ulmaria Echtes Mädesüß - 

Filipendula ulmaria ssp. denudata Echtes Mädesüß - 

Fontinalis antipyretica Gemeines Brunnenmoos - 

Frangula alnus Faulbaum - 

Fraxinus excelsior Gemeine Esche - 

Galium aparine Kletten-Labkraut - 

Galium odoratum Waldmeister - 

Galium palustre Sumpf-Labkraut - 

Geranium robertianum Stinkender Storchschnabel - 

Geum rivale Bach-Nelkenwurz - 

Geum urbanum Echte Nelkenwurz - 

Glechoma hederacea Gundermann - 

Glyceria fluitans Flutender Schwaden - 

Glyceria maxima Wasser-Schwaden - 

172



Hedera helix Gemeiner Efeu - 

Heracleum mantegazzianum Riesen-Bärenklau - 

Heracleum sphondylium Gemeiner Bärenklau - 

Holcus mollis Weiches Honiggras - 

Humulus lupulus Gemeiner Hopfen - 

Ilex aquifolium Stechpalme - 

Impatiens glandulifera Drüsiges Springkraut - 

Impatiens noli-tangere Echtes Springkraut - 

Iris pseudacorus Wasser-Schwertlilie - 

Juncus bufonius Kröten-Binse - 

Juncus effusus Flatter-Binse - 

Juncus tenuis Sand-Binse - 

Lamium galeobdolon Goldnessel - 

Lapsana communis Gemeiner Rainkohl - 

Lonicera periclymenum Deutsches Geißblatt - 

Lycopus europaeus Ufer-Wolfstrapp - 

Lysimachia vulgaris Gemeiner Gilbweiderich - 

Lythrum salicaria Gemeiner Blutweiderich - 

Melica uniflora Einblütiges Perlgras - 

Mentha aquatica Wasser-Minze - 

Milium effusum Wald-Flattergras - 

Mycelis muralis Mauerlattich - 

Moehringia trinervia Dreinervige Nabelmiere - 

Myosotis scorpioides Sumpf-Vergißmeinnicht - 

Nasturtium microphyllum Kleinblättrige Brunnenkresse - 

Oxalis acetosella Wald-Sauerklee - 

Paris quadrifolia Einbeere - 

Persicaria hydropiper Pfeffer-Knöterich - 

Petasites hybridus Gemeine Pestwurz - 

Phalaris arundinacea Rohr-Glanzgras - 

Phragmites australis Gemeines Schilf - 

Phyteuma spicatum Ährige Teufelskralle - 

Picea abies Gemeine Fichte - 

Plantago major s.l. Breit-Wegerich - 

Poa nemoralis Hain-Rispengras - 

Poa trivialis Gemeines Rispengras - 

Polygonatum multiflorum Vielblütige Weißwurz - 

Populus alba Silber-Pappel - 

Populus x canescens Grau-Pappel - 

Populus tremula Zitter-Pappel - 

Primula elatior Wald-Primel - 

Prunus avium Vogelkirsche - 

Prunus padus Gewöhnliche Traubenkirsche - 

Prunus serotina Späte Traubenkirsche - 

Quercus robur Stiel-Eiche - 

Ranunculus auricomus agg. Gold-Hahnenfuß - 

Ranunculus repens Kriechender Hahnenfuß - 

Ribes nigrum Schwarze Johannisbeere - 

Ribes uva-crispa Stachelbeere - 

Rorippa amphibia Wasser-Sumpfkresse - 

Rubus fruticosus agg. Brombeere - 

Anhang 

173

Anhang 



Rubus idaeus Himbeere - 

Rumex sanguineus Blut-Ampfer - 

Rumex hydrolapathum Fluß-Ampfer - 

Rumex obtusifolius Stumpfblättriger Ampfer - 

Salix alba Silber-Weide 

Salix caprea Sal-Weide 

Salix cinerea Grau-Weide 

Salix x multinervis Vielnervige Weide 

Salix pentandra Lorbeer-Weide 

Salix purpurea Purpur-Weide 

Salix triandra Mandel-Weide 

Salix viminalis Korb-Weide 

Sambucus nigra Schwarzer Holunder 

Sanicula europaea Sanikel 

Schoenoplectus lacustris Gemeine Teichsimse 

Scirpus sylvaticus Waldsimse 

Scrophularia nodosa Knoten-Braunwurz 

Scutellaria galericulata Gemeines Helmkraut 

Solanum dulcamara Bittersüßer Nachtschatten 

Sorbus aucuparia Eberesche 

Sparganium erectum Ästiger Igelkolben 

Spirodela polyrhiza Vielwurzelige Teichlinse 

Stachys palustris Sumpf-Ziest 

Stachys sylvatica Wald-Ziest 

Stellaria media Vogelmiere 

Stellaria nemorum Hain-Sternmiere 

Tilia platyphyllos Sommer-Linde 

Typha angustifolia Schmalblättriger Rohrkolben 

Ulmus glabra Berg-Ulme 

Urtica dioica Große Brennessel 

Valeriana procurrens Kriechender Baldrian 

Veronica beccabunga Bachbunge 

Viburnum opulus Gemeiner Schneeball 

Vinca minor Kleines Immergrün 

Viola riviniana Hain-Veilchen 

174

Dieksee – Physikalische und chemische Befunde 

EDV-Nr.: 129076 



Windrichtung W 



Luftdruck hPa 1010,9 


5.6.2002 

13:30 

O 

5-6 

22,7 

1004 

Anhang 

Entnahmetiefe m 1 10 37 1 10 24 37 

Wassertemperatur °C 4,6 18,5 13,4 8,3 7,6 

Leitfähigkeit b. 25 °C mS/m 46,4 47,0 47,5 47,9 48,2 

pH - Wert 8,18 8,73 8,40 8,02 7,89 

Farbe 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 

Sauerstoff mg/l - 11,3 9,1 7 5,2 

O2-Sättigungsindex % - 122 88 60 44 

TOC mg/l 5,8 7,7 7,2 6,8 7,5 

DOC mg/l 5,8 7,1 6,8 6,6 7,1 

SAK bei 254 nm 1/m 14,3 15,5 15,5 15,3 15,7 

SAK bei 436 nm 1/m 0,4 0,2 0,3 0,2 0,3 

Säurekapazität -( pH 4,3 ) mmol/l 2,62 2,85 2,86 2,86 2,89 

Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,04 0,12 0,04 - - 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - - - 0,06 0,08 

Hydrogencarbonat mg/l 160 174 174 174 176 

Chlorid mg/l 36 35 35 35 35 

Ammonium-N mg/l 0,011 0,022 0,097 0,088 0,34 

Nitrit-N mg/l 0,0029 0,011 0,034 0,013 0,03 

Nitrat-N mg/l 0,704 0,421 0,441 0,683 0,515 

Gesamtstickstoff mg/l 1,1 1,2 1,3 1,4 1,6 

o-Phosphat-P mg/l 0,087 0,011 0,043 0,070 0,125 

Gesamtphosphor mg/l 0,10 0,041 0,065 0,092 0,16 

Sulfat mg/l 39,9 44,1 42,3 42,3 41,7 

SiO2 mg/l 5,84 0,661 1,02 3,11 4,42 

Natrium mg/l 20,8 

Kalium mg/l 4,93 

Calcium mg/l 62,2 

Magnesium mg/l 7,64 

Eisen mg/l 0,014 

Mangan mg/l 0,012 

Aluminium mg/l 0,013 

Chlorophyll a µg/l 2 8 

Phaeophytin µg/l 0 1 

3,20 

175

Anhang 



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

Entnahmetiefe m 1 10 Mitte Hypol. 37 1 10 Mitte Hypol. 37 

Wassertemperatur °C 18,3 16,3 8,5 7,9 19,2 17,4 8,6 7,9 

Leitfähigkeit b. 25 °C mS/m 43,4 45,5 47,8 48,9 41,7 44,2 48,1 49,9 

pH - Wert 8,38 7,98 7,62 7,74 8,38 7,62 7,57 7,57 

Farbe 1 1 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 1 1 99 

Sauerstoff mg/l 9,1 4,9 2,0 0,4 8,6 1,0 0,3 0 


TOC mg/l 7,3 6,8 6,7 7,0 8,0 7,0 6,8 7,6 

DOC mg/l 6,9 6,6 6,4 6,9 7,4 6,7 6,7 7,3 

SAK bei 254 nm 1/m 15,2 14,8 15,5 16,7 16 15,4 16 17,7 

SAK bei 436 nm 1/m 0,4 0,3 0,3 1,0 0,6 0,5 0,6 0,6 

Säurekapazität -( pH 4,3 ) mmol/l 2,47 2,65 2,81 2,97 2,32 2,57 2,94 3,26 

Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - - - - - - - - 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,09 0,16 0,15 0,04 0,18 0,22 0,21 

Hydrogencarbonat mg/l 151 162 171 181 142 157 179 199 

Chlorid mg/l 34 35 36 35 34 34 35 35 

Ammonium-N mg/l 0,059 0,075 0,028 0,334

Dieksee – Phytoplankton 

Anhang 

7.2.2002 5.6.2002 24.7.2002 17.9.2002 




Anabaena spp. 165,71 0,016 x 

Anabaena sp. 1678,59 0,093 

Anabaena flos-aquae 111,64 0,014 

Anabaena flos-aquae/ A. perturbata x 

Anabaena planctonica x 

Aphanizomenon flos-aquae (Fäden) x 1,89 0,002 20,02 0,020 



Aphanothecoideae indet. 35178,51 0,018 x x 

Aphanothece bachmannii x 

Limnothrix sp. 813,96 0,212 


Microcystis viridis 1320,61 0,141 


Planktolyngbya limnetica x x 

Planktothrix sp. (Fäden) 0,80 0,003 x 


Romeria sp. x 

Snowella lacustris x 




x 33,04 0,001 3352,83 0,086 

Cryptomonas spp. 2,09 0,005 x 68,25 0,142 67,21 0,120 





270,98 0,037 700,97 0,099 165,88 0,019 649,74 0,073 


Aulacoseira spp. 2,22 0,008 

Aulacoseira granulata * 55,05 0,037 x 

Aulacoseira islandica * 



Stephanodiscus spp. x x 




3,30 0,046 


Fragilaria capucina x x 

Fragilaria crotonensis x 12,42 0,022 x 


177

Anhang 

7.2.2002 5.6.2002 24.7.2002 17.9.2002 





Carteria sp. 77,22 0,172 

Chlamydomonas spp. 642,56 0,075 

Pandorina/Eudorina 40,32 0,026 

Pandorina morum 10,08 0,003 x 



x x x 

Paulschulzia tenera 


x 

Ankistrodesmus sp. x 

Ankyra spp. 1369,50 0,067 

Ankyra judayi * 

Ankyra lanceolata * 


Coelastrum astroideum 1077,44 0,106 x 

Coelastrum astroideum, groß 189,28 0,148 

Coelastrum reticulatum x 




Monoraphidium minutum x x 


Oocystis spp. x x 

Pediastrum boryanum x 



Planktosphaeria gelatinosa x x 

Scenedesmus spp. x x x 

Tetrastrum staurogeniaeforme x 

Tetrastrum triangulare 


x 

Koliella longiseta 


x 

Closterium sp. x x x 

Closterium aciculare 0,20 0,001 0,54 0,003 4,02 0,021 

Closterium acutum var. variabile x 9,90 0,003 31,39 0,009 

Cosmarium sp. x 

Mougeotia spp. x 

Staurastrum spp. x 2,98 0,059 



x 




x x 



x x x 

Ceratium furcoides 0,82 0,089 x 0,10 0,005 

Ceratium hirundinella 0,14 0,010 7,66 0,428 

Woloszynskia pseudopalustris x 


Kolkwitziella acuta x x 

Peridiniopsis polonicum 0,10 0,002 

Peridinium/Peridiniopsis sp. x 

Unbestimmte Flagellaten x 

SUMME 0,145 0,805 0,366 7,674 

178

Dieksee – Zooplankton 

Ciliata 

Anhang 

7.2.2002 5.6.2002 24.7.2002 17.9.2002 

Ciliata indet. w s w s 

Epistylis spp. h s 

Codonella sp. w s 

Rotatoria 

Ascomorpha ecaudis s w 

Asplanchna priodonta s 

Collotheca spp. s s s 

Conochilus unicornis w w s 

Filinia longiseta v. limnetica s 


Kellicottia longispina s s s s 


K. c. f. tecta s w w 

Keratella quadrata w s s 

Polyarthra dolichoptera/vulgaris s s w w 

Pompholyx sulcata s w w 

cf. Synchaeta spp. s s s 

Trichocerca capucina w s 

Trichocerca similis s w 

Cladocera 

Bosmina (Eubosmina) coregoni s w w 




Daphnia cucullata s s s 

Daphnia hyalina/galeata s s s s 


Copepoda 

Nauplien s mi mi w 

Calanoida 

Copepodide s mi w w 

Eudiaptomus gracilis s 

Eudiaptomus graciloides s w w s 

Cyclopoida 

Copepodide w s w w 

Cyclops cf. abyssorum s 




Sonstige 

Bivalvia: Dreissena-Larven mi s 

179

Anhang 

Dieksee – Makrozoobenthos 

30.4.2001 0,5 m 2 m 3 m 4 m 5 m 6 m 7 m 8 m 9 m 15 m 37,5 m 

Taxon Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² Tiere/m² 

Hydrozoa 

Hydra sp. 89 

Oligochaeta 2024 133 1998 1154 44 133 488 1510 1421 799 

Turbellaria 

Dugesia sp. 89 

Polycelis sp. 89 

Gastropoda 

Acroloxus lacustris 33 

Anisus vortex t t 

Bithynia leachii t t 

Bithynia tentaculata t t 178 44 t t t t 

Gyraulus albus t 89 

Gyraulus crista 44 t 

Hippeutis complanatus t 

Potamopyrgus antipodarum 1535 t 

Radix sp. t t 

Theodoxus fluviatilis t t 44 44 t 

Valvata cristata t 

Valvata piscinalis t t t t t 133 44 t t t 

Viviparus viviparus t 

Bivalvia 

Anodonta anatina 44 t 

Dreissena polymorpha t t t 355 1909 355 t t t t 

Pisdium sp. t t t 133 t t 89 t t 


Unio sp. t 

Hirudinea 


Glossiphonia complanata 44 44 

Helobdella stagnalis 133 

Hydrachnidia 65 266 133 133 311 355 222 44 44 

Crustacea 

Asellus aquaticus 65 89 44 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 588 622 311 488 133 89 

Caenis luctuosa 163 44 

Caenis sp. 816 44 44 

Heteroptera 

Micronecta sp. 488 

Trichoptera 

Cyrnus flavidus 44 

Molanna albicans 44 44 


Mystacides sp. 44 

Oecetis ochracea 89 

Orthotrichia sp. 33 

Triaenodes bicolor 44 

Diptera 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 178 89 599 

Chironomidae 

Tanypodinae 

Ablabesmya sp. 44 

Procladius sp. 490 488 266 755 355 266 488 888 22 

Tanypus vilipennis 1554 

Prodiamesinae 

Prodiamesa olivacea 33 


Psectrocladius cf. sordidellus 33 

Zalutschia zalutschicola 44 

Chironominae 

Chironomini 

Chironomus anthracinus-Gr. 89 133 

Chironomus plumosus-Gr. 89 178 222 355 44 

Chironomus sp. 65 178 44 89 67 


Dicrotendipes cf. lobiger 44 44 

Dicrotendipes modestus 65 44 977 577 977 710 44 

Endochironomus cf. albipennis 131 89 


Microtendipes chloris 98 400 266 311 


180

Behler See – Ufer- und Unterwasservegetation 



Chara contraria Gegensätzliche Armleuchteralge 3 D 

Chara globularis Zerbrechliche Armleuchteralge Z 



Alisma gramineum Grasblättriger Froschlöffel 1 Z 

Ceratophyllum demersum Rauhes Hornblatt Z 




Myriophyllum spicatum Ähriges Tausendblatt 3 Z 


Potamogeton friesii Stachelspitziges Laichkraut 2 Z 


Potamogeton perfoliatus Durchwachsenes Laichkraut Z 







Nuphar lutea Gelbe Teichrose Z 







Achillea ptarmica Sumpf-Schafgarbe W 

Acorus calamus Kalmus W 

Aegopodium podagraria Giersch Z 






Angelica sylvestris Wald-Engelwurz Z 

Athyrium filix-femina Wald-Frauenfarn Z 


Betula pendula Hänge-Birke W 

Betula pubescens Moor-Birke Z 

Blysmus compressus Zusammengedrückte Quellbinse 2 W 

Butomus umbellatus Schwanenblume Z 

Anhang 

181

Anhang 








Carex acuta Schlank-Segge W 



Carex elata Steif-Segge Z 

Carex elongata Walzen-Segge W 

Carex flacca Blaugrüne Segge W 


Carex nigra Wiesen-Segge W 

Carex paniculata Rispen-Segge Z 


Carex remota Winkel-Segge Z 

Circaea lutetiana Großes Hexenkraut Z 


Cirsium palustre Sumpf-Kratzdistel Z 

Corylus avellana Hasel Z 


Crepis paludosa Sumpf-Pippau Z 

Dactylorhiza majalis Breitblättriges Knabenkraut 3 W 





Epilobium parviflorum Kleinblütiges Weidenröschen W 






Festuca rubra agg. Rot-Schwingel Z 





Galium uliginosum Moor-Labkraut 3 W 


Geum urbanum Echte Nelkenwurz Z 






Hydrocotyle vulgaris Gewöhnlicher Wassernabel W 

Hypericum tetrapterum Vierflügeliges Johanniskraut Z 


Iris pseudacorus Sumpf-Schwertlilie W 


Juncus bufonius Kröten-Binse W 

182





Juncus subnodulosus Stumpfblütige Binse 3 W 

Lathyrus pratensis Wiesen-Platterbse Z 


Lolium perenne Weidelgras Z 

Lonicera periclymenum Wald-Geißblatt Z 

Lotus uliginosus Sumpf-Hornklee Z 

Lychnis flos-cuculi Kuckucks-Lichtnelke Z 



Lysimachia thyrsiflora Strauß-Gilbweiderich 3 W 





Molinia caerulea Pfeifengras Z 


Peucedanum palustre Sumpf-Haarstrang W 



Plantago lanceolata Spitz-Wegerich Z 




Populus tremula Espe Z 


Primula veris Echte Schlüsselblume 3 W 


Ranunculus acris Scharfer Hahnenfuß Z 


Reynoutria spec. Staudenknöterich W 

Rhinanthus serotinus Großer Klappertopf 3 W 

Ribes grossularia Stachelbeere W 

Ribes nigrum Schwarze Johannisbeere Z 

Ribes rubrum agg. Rote Johannisbeere Z 






Rumex conglomeratus Knäuel-Ampfer Z 

Rumex crispus Krauser Ampfer Z 

Rumex hydrolapathum Fluß-Ampfer Z 






Schoenoplectus tabernaemontani Salz-Teichsimse W 


Scutellaria galericulata Sumpf-Helmkraut Z 

Anhang 

183

Anhang 




Sorbus aucuparia Eberesche Z 





Telekia speciosa Telekie W 

Thelypteris palustris Sumpffarn 3 Z 


Triglochin palustre Sumpf-Dreizack 3 W 

Typha angustifolia Schmalblättriger Rohrkolben D 




Valeriana dioica Kleiner Baldrian 3 Z 




184

Behler See – Physikalische und chemische Befunde 

EDV-Nr.: 



Windrichtung W 



Luftdruck hPa 1010,7 


5.6.2002 

10:00 

NO 

4-5 

19,3 

1004 

Anhang 




pH - Wert 8,23 8,93 8,34 7,91 7,65 

Farbe 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 

Sauerstoff mg/l 12,9 11,7 7,7 6,8 3 

O2-Sättigungsindex % 101 127 70 56 24 

TOC mg/l 5,7 7,5 6,9 6,9 7,2 

DOC mg/l 5,7 7,0 6,9 6,8 7,0 

SAK bei 254 nm 1/m 13,9 14,6 14,8 14,8 15,4 

SAK bei 436 nm 1/m 0,4 0,2 0,2 0,2 0,3 


Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,03 0,17 - - - 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - - - 0,07 0,13 


Chlorid mg/l 36 36 36 36 36 

Ammonium-N mg/l 0,016 0,024 0,218 0,324 0,79 

Nitrit-N mg/l 0,0038 0,0059 0,022 0,017 0,02 

Nitrat-N mg/l 0,488

Anhang 



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

Entnahmetiefe m 1 10 Mitte Hypol. 41 1 10 41 



pH - Wert 8,44 7,88 7,52 7,52 8,46 7,61 7,60 7,51 

Farbe 1 1 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 59 59 79 

Sauerstoff mg/l 10,1 4,4 0,7 0,4 8,9

Behler See – Phytoplankton 

7.2.2002 5.6.2002 24.7.2002 17.9.2002 




Anabaena spp. 1490,76 0,062 

Anabaena sp. x 

Anabaena cf. circinalis x 


Anabaena flos-aquae x 

Anabaena flos-aquae/ A. perturbata 15202,13 1,490 

Anabaena planctonica x x 

Anabaena solitaria f. smithii x 

Aphanizomenon flos-aquae (Fäden) 5,94 0,008 4,50 0,004 396,27 0,440 



Aphanothecoideae indet. 66852,15 0,035 x x 

Aphanothece bachmannii x 

Cyanodictyon spp. x 

Limnothrix sp. x x 

Microcystis spp. x 


Microcystis viridis x 

Microcystis wesenbergii 42,24 0,004 x 

Planktolyngbya sp. 1038,87 0,196 

Planktothrix sp. (Fäden) x 110,67 0,130 


Snowella lacustris x 




1039,10 0,027 

Cryptomonas spp. 24,57 0,051 x 146,05 0,183 104,42 0,161 




424,76 0,067 1298,10 0,145 1003,43 0,112 x 


Acanthoceras zachariasii 

x x 

Aulacoseira granulata x 147,42 0,091 x 

Aulacoseira islandica x 



Rhizosolenia sp. x 

Stephanodiscus spp. * x 




13,14 0,166 

Amphora sp. x 


Cymatopleura sp. x 

Diatoma sp. x 


Fragilaria ulna, klein 4,41 0,009 

Fragilaria ulna, groß 2,43 0,016 

Nitzschia cf. acicularis x x 

Anhang 

187

Anhang 

7.2.2002 5.6.2002 24.7.2002 17.9.2002 





Carteria sp. 481,24 0,884 




x x x 

Paulschulzia tenera 


x 

Actinastrum hantzschii x 

Ankistrodesmus fusiformis x 

Ankyra judayi x x 

Botryococcus braunii x x x 

Coelastrum astroideum 596,96 0,058 



Monoraphidium minutum x 

Oocystis spp. 

Pediastrum boryanum 

x 



Scenedesmus spp. x 

Scenedesmus obtusus 


x 



x 


Closterium acutum var. variabile x x x x 

Cosmarium spp. x 





x 

Dinobryon sociale 


x x 



x x x 

Amphidinium/Katodinium spp. x 

Ceratium furcoides 0,10 0,011 0,56 0,036 2,70 0,110 


Gonyaulax apiculata 

Gymnodinium sp. 

x 

Woloszynskia pseudopalustris x x x 


Kolkwitziella acuta 

Peridiniopsis sp. 

x x 

Peridiniopsis berolinense x 

Peridiniopsis polonicum x 1,10 0,022 

Peridinium spp. 0,08 0,004 1,10 0,053 


SUMME 0,349 0,426 0,915 4,671 

188

Behler See – Zooplankton 

Ciliata 

Anhang 

7.2.2002 5.6.2002 24.7.2002 17.9.2002 

Ciliata indet. w s w s 

Epistylis spp. h 

Codonella sp. w mi s 

Rotatoria 

Ascomorpha ecaudis s w s 

Asplanchna priodonta w 

Brachionus diversicornis s 

Collotheca spp. s s 

Conochilus unicornis w w s 

Gastropus cf. stylifer s s 

Euchlanis cf. dilatata s s 

Filinia longiseta s 


Kellicottia longispina s s s s 


K. c. f. tecta w w 


Keratella quadrata w w w 

Notholca sp. s 

Polyarthra dolichoptera/vulgaris s s mi s 

Pompholyx sulcata w s 

cf. Synchaeta spp. s s w s 

Trichocerca capucina w 

Trichocerca similis w w 

Cladocera 

Bosmina (Eubosmina) coregoni s s 


Bythotrephes longimanus s 

Ceriodaphnia sp. s 



Daphnia cucullata * * s 

Daphnia hyalina/galeata s * * 



Copepoda 

Nauplien s w mi w 

Calanoida 

Copepodide s w s s 

Eudiaptomus gracilis s s s 

Eudiaptomus graciloides s w s s 

Cyclopoida 

Copepodide w s w w 






Sonstige 

Bivalvia: Dreissena-Larven s mi s 

189

Anhang 

Behler See – Makrozoobenthos 

4.5.2001 0,5 m 2 m 3 m 5 m 6 m 7 m 8 m 10 m 20 m 35 m 


Hydrozoa 

Hydra sp. 33 666 89 

Oligochaeta 1437 1154 311 89 133 666 355 2575 


Turbellaria 

Dugesia sp. 44 

Polycelis sp. 44 44 

Gastropoda 

Acroloxus lacustris t 

Anisus vortex t 

Bithynia tentaculata t 44 44 t t 


Potamopyrgus antipodarum 849 888 1066 2264 t t t t 

Radix sp. t t 

Valvata piscinalis t 44 44 t t t 

Bivalvia 

Dreissena polymorpha 424 89 222 444 400 t 133 t t 

Pisdium sp. 33 89 178 89 t t 

Hirudinea 


Helobdella stagnalis 33 44 44 

Hydrachnidia 196 222 266 666 266 44 1554 44 

Crustacea 

Asellus aquaticus 33 89 44 

Gammarus pulex 33 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 98 178 622 400 799 533 400 

Caenis luctuosa 555 755 533 133 266 133 89 

Caenis sp. 131 533 

Centroptilum luteolum 33 

Heteroptera 

Micronecta sp. 44 

Trichoptera 

Agraylea multipunctata 44 


Cyrnus flavidus 44 


Mystacides longicornis 44 44 

Mystacides sp. 178 222 

Orthotrichia sp. 89 

Oxyethira sp. 89 89 44 

Diptera 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 89 266 400 

Chironomidae 

Tanypodinae 

Conchapelopia melanops 44 

Procladius sp. 89 622 133 178 178 44 


Psectrocladius cf. sordidellus 89 

Psectrocladius cf. calcaratus 33 

Chironominae 

Chironomini 

Chironomus anthracinus-Gr. 355 

Chironomus plumosus-Gr. 710 799 

Chironomus sp. 89 89 

Cryptochironomus sp. 163 44 133 

Demicryptochironomus cf. vulneratus 65 44 44 

Dicrotendipes cf. lobiger 65 89 44 89 44 44 

Dicrotendipes modestus 229 44 89 133 44 89 

Dicrotendipes sp 33 

Endochironomus cf. albipennis 33 44 44 44 

Microtendipes chloris 44 89 89 89 89 


Microtendipes sp. 33 

Paracladopelma sp. 133 44 44 

Paratendipes albimanus 89 

Polypedilum cf. nubeculosum 490 2620 1199 799 444 266 977 444 178 44 

Polypedilum sp. 98 266 44 178 44 444 

Stictochironomus sp. 65 44 

Pseudochironomini 

Pseudochironomus prasinatus 1502 133 

Tanytarsini 

Cladotanytarsus sp. 2677 1776 89 44 89 

Paratanytarsus sp. 44 44 

Tanytarsus sp. 98 133 488 1643 266 44 533 133 44 

Tanytarsus usmaensis 44 

Ceratopogonidae 98 44 89 

Bezzia sp. 163 888 311 44 44 

190

Schwentine-See – Ufer- und Unterwasservegetation 


Wissenschaftlicher Artname Deutscher Artname Rote Liste 

Chara globularis Zerbrechliche Armleuchteralge 



Butomus umbellatus Schwanenblume 

Callitriche hermaphroditica Herbst-Wasserstern SH: 2 

Elodea canadensis Kanadische Wasserpest 

Elodea nuttallii Amerikanische Wasserpest 

Myriophyllum spicatum Ähriges Tausendblatt SH: 3 

Potamogeton crispus Krauses Laichkraut 

Potamogeton lucens Spiegelndes Laichkraut SH: 3 

Potamogeton obtusifolius Stumpfblättriges Laichkraut SH: 2 

Potamogeton pectinatus Kamm-Laichkraut 

Potamogeton perfoliatus Durchwachsenes Laichkraut 

Potamogeton pusillus Zwerg-Laichkraut SH: 3 

Ranunculus aquatilis Wasser-Hahnenfuß 

Ranunculus circinatus Spreizender Hahnenfuß 

Zannichellia palustris Sumpf-Teichfaden 



Nuphar lutea Gelbe Teichrose 

Nymphaea alba Weiße Seerose 

Röhrichte, Bruchwälder und angrenzende Flächen 


Acer pseudoplatanus Berg-Ahorn 

Acorus calamus Kalmus 

Alnus glutinosa Schwarz-Erle 

Alnus incana Grau-Erle 

Betula nigra Schwarz-Birke, Fluss-Birke 

Betula pendula Hänge-Birke 

Betula pubescens Moor-Birke 

Butomus umbellatus Schwanenblume 

Calamagrostis canescens Sumpf-Reitgras 

Calystegia sepium Gemeine Zaunwinde 

Carex acutiformis Sumpf-Segge 

Carex elata Steife Segge 

Carex ssp. Segge 

Carpinus betulus Hainbuche 

Chrysosplenium alternifolium Wechselblättriges Milzkraut 

Circaea lutetiana Gewöhnliches Hexenkraut 

Cirsium palustre Sumpf-Kratzdistel 

Cirsium vulgare Gemeine Kratzdistel 

Corylus avellana Gewöhnliche Haselnuss 

Crataegus laevigata Zweigriffeliger Weißdorn 

Crataegus monogyna Eingriffeliger Weißdorn 

Eleocharis palustris Gemeine Sumpfbinse, Gemeines Sumpfried 

Epilobium hirsutum Zottiges Weidenröschen 

Epilobium roseum Rosarotes Weidenröschen 

Fagus sylvatica Rotbuche 

Anhang 

191

Anhang 


Festuca gigantea Riesen-Schwingel 

Filipendula ulmaria Echtes Mädesüss 

Fraxinus excelsior Gemeine Esche 

Galium aparine Klebkraut 

Geranium robertianum Stinkender Storchenschnabel 

Glechoma hederacea Gundermann 

Glyceria maxima Großer Schwaden 

Humulus lupulus Hopfen 

Iris pseudacorus Sumpf-Schwertlilie 

Juncus acutiflorus Spitzblütige Binse SH: 3 

Juncus effusus Flatter-Binse 

Lycopus europaeus Gemeiner Wolfstrapp 

Mentha aquatica Wasser-Minze 

Mentha arvensis Acker-Minze 

Myosotis scorpioides Sumpf-Vergißmeinnicht 

Phalaris arundinacea Rohr-Glanzgras 

Phragmites australis Schilfrohr 

Picea abies Fichte, Rottanne 

Populus nigra Schwarz-Pappel 

Populus x canadensis Kanadische Pappel 

Prunus avium Süss-Kirsche 

Prunus padus Gewöhnliche Trauben-Kirsche 

Prunus spinosa Schlehe, Schwarzdorn 

Quercus petraea Trauben-Eiche 

Quercus robur Stiel-Eiche 

Rumex hydrolapathum Fluss-Ampfer 

Sagittaria sagittifolia Echtes Pfeilkraut 

Salix alba Silber-Weide 

Salix aurita Ohr-Weide 

Salix babylonica Trauer-Weide 

Salix caprea Sal-Weide 

Salix fragilis Bruch-Weide 

Salix pentandra Lorbeer-Weide 

Salix triandra Mandel-Weide 

Salix viminalis Korb-Weide 

Sambucus nigra Schwarzer Holunder 

Schoenoplectus lacustris Sumpf-Binse, Flecht-Simse 

Scutellaria galericulata Sumpf-Helmkraut 

Solanum dulcamara Bittersüßer Nachtschatten 

Sorbus aucuparia Eberesche 

Sparganium erectum Ästiger Igelkolben 

Stachys palustris Sumpf-Ziest 

Stachys sylvatica Wald-Ziest 

Typha angustifolia Schmalblättriger Rohrkolben 

Typha latifolia Breitblättriger Rohrkolben 

Ulmus laevis Flatter-Ulme SH: 3 

Urtica dioica Große Brennessel 

192

Schwentine-See – Physikalische und chemische Befunde 

EDV-Nr.: 



Windrichtung NW 



Luftdruck hPa 1016 


24.5.2004 

11:00 

NW 

3-4 

12,1 

1017 

4,10 

28.6.2004 

11:00 

W 

2-3 

15,4 

1014 

1,90 

4.8.2004 

10:00 

Anhang 



pH - Wert 9,06 8,27 7,70 8,41 7,67 9,15 7,39 

Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 46,3 45,1 47,3 45,8 47,3 38,5 47,1 

Farbe 1 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 39 1 1 1 1 

Sauerstoff mg/l 16,2 9,4 0,4 8,9 5,6 21,6 0 


TOC mg/l 8,2 7,3 8,0 7,8 7,1 9,4 6,8 

DOC mg/l 6,5 6,8 6,4 6,8 6,4 7,6 6,6 

TIC mg/l 26 25 31 26 29 16 29 


Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,18 0,04 0,1 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,04 0,23 0,15 0,2 


Chlorid mg/l 49 51 50 51 51 52 51 

Ammonium-N mg/l 0,012 0,148 0,628

Anhang 



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

Entnahmetiefe m 1 9 1 9 


pH - Wert 8,38 7,29 8,22 8,12 

Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 43,1 50,3 45,6 44,6 

Farbe 1 1 1 1 


Geruch 1 79 1 1 



TOC mg/l 7,8 6,5 6,9 6,8 

DOC mg/l 6,8 6,3 6,6 6,3 

TIC mg/l 21 31 23 23 


Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,07 0,3 0,04 0,03 



Ammonium-N mg/l 0,012 1,15 0,074 0,07 

Nitrit-N mg/l

Schwentine-See – Phytoplankton 

Anhang 

24.5.2004 28.6.2004 4.8.2004 30.8.2004 

4.10.2004 

Abund. Bio.-Vol. Abund. Bio.-Vol. Abund. Bio.-Vol. Abund. Bio.-Vol. Abund. Bio.-Vol. 

n/ml mm³/l n/ml mm³/l n/ml mm³/l n/ml mm³/l n/ml mm³/l 

Bacillariophyceae 

Centrales 

Acanthoceras zachariasii x 

Actinocyclus normanii x 

Aulacoseira granulata x 634,92 2,444 x 101,19 0,315 375,66 1,530 

Aulacoseira granulata var. angustissima 164,02 0,261 

Cyclostephanos dubius 1934,38 0,218 x x 

Cyclotella radiosa x x 


Rhizosolenia longiseta x 

Skeletonema 53,57 0,055 x 

Stephanodiscus binderanus x 

Stephanodiscus hantzschii x x 

Stephanodiscus neoastraea 2,72 0,026 29,76 0,161 x 

Zentrale Diatomeen 10-15µm 217,12 0,164 20,68 0,008 

Zentrale Diatomeen 20-25µm 99,94 0,228 

Zentrale Diatomeen 25-30µm 

Pennales 

37,91 0,261 

Asterionella formosa 3595,24 1,977 16,53 0,010 108,47 0,077 

Cocconeis placentula x 

Diatoma tenuis x x 

Fragilaria crotonensis x 262,90 0,470 96,56 0,163 x 

Fragilaria ulna x 

Fragilaria ulna var. acus x 320,51 0,105 37,04 0,088 9,92 0,025 

Gyrosigma x 

Nitzschia x x x 

Nitzschia acicularis-Typ x x 

Nitzschia fruticosa 

Chlamydophyceae 

Volvocales 

197,09 0,071 

Carteria 283,33 0,297 

Chlorogonium x x 

Pandorina morum 

Chlorophyceae 

Chlorococcales 

x x 

Actinastrum hantzschii x 

Ankyra 

Ankyra judayi 

10131,23 0,173 

Ankyra lanceolata x x x 

Coelastrum astroideum 11,34 0,002 x 

Dictyosphaerium pulchellum x x x 

Elakatothrix x 


Monoraphidium contortum x x 

Oocystis marssonii x 

Planktosphaeria gelatinosa 175,26 0,233 x 

Scenedesmus acutus x x 

Scenedesmus quadricauda x x x 

195

Anhang 

24.5.2004 28.6.2004 4.8.2004 30.8.2004 4.10.2004 



Protosiphonales 


Pediastrum duplex x x x x 

Pediastrum tetras 

Chrysophyceae 

Ochromonadales 

x x 

Dinobryon sertularia x 883,33 0,183 x 

Synura 

Conjugatophyceae 

Desmidiales 

6929,13 0,762 


Closterium acutum var. variabile x x x x 

Closterium parvulum 

Zygnematales 

x 

Mougeotia 

Cryptophyceae 

Cryptomonadales 

x 52,73 0,054 

Cryptomonas 15-20µm 18,46 0,012 263,65 0,121 46,53 0,028 



Rhodomonas lens x 


Cyanobakterien 

Chroococcales 

800,00 0,063 485,56 0,017 1102,36 0,055 11706,04 0,578 538,06 0,027 

Aphanocapsa x 

Coelosphaerium x 

Microcystis 2298,28 0,056 x 

Microcystis aeruginosa x x x 

Microcystis flos-aquae x x x 

Microcystis viridis x x 

Microcystis wesenbergii x x 


Nostocales 

x x 

Anabaena circinalis 2455,36 0,761 

Anabaena crassa 10714,29 5,282 

Anabaena flos-aquae 422,65 0,020 x 

Anabaena macrospora x 

Anabaena spiroides x 

Aphanizomenon flos-aquae 1,42 0,004 x x 

Aphanizomenon gracile 19,82 0,020 

Aphanizomenon issatschenkoi 

Oscillatoriales 

x x 

Limnothrix 59,62 0,019 

Limnothrix amphigranulata x x 

Limnothrix redekei x 

Planktolyngbya limnetica x x 

Planktothrix agardhii 0,97 0,004 53,57 0,055 x x 

Pseudanabaena limnetica x x 

Romeria elegans x x 

196

Anhang 

24.5.2004 28.6.2004 4.8.2004 30.8.2004 

4.10.2004 



Dinophyceae 

Peridiniales 

Ceratium 10,91 0,434 

Ceratium furcoides x 1005,29 35,170 

Ceratium hirundinella x x 502,65 17,301 3,87 0,128 x 

Peridinium 

Euglenophyceae 

Euglenomonadales 

148,15 1,988 54,23 0,884 

Euglena x x 

Trachelomonas 

Haptophyceae 

Prymnesiales 

x 


Heterotrophe Flagellaten 

Heterotrophe Flagellaten 

4251,97 0,048 8398,95 0,153 3517,06 0,050 x 

Gymnodinium helveticum x x 

197

Anhang 

Schwentine-See – Zooplankton 

Datum 24.5.2004 28.6.2004 4.8.2004 30.8.2004 4.10.2004 

Ind./l Ind./l Ind./l Ind./l Ind./l 

Calanoida 

Copepodite 8,8 4,6 1,9 4,8 

Eudiaptomus gracilis 0,2 0,1 0,4

Schwentine-See – Makrozoobenthos 

Transekt 3 

0-1 m 2-4 m 5-7 m 10 m 0-1 m 2-4 m 0-1 m 2-4 m 

Ind/m 2 Ind/m 2 Ind/m 2 Ind/m 2 Ind/m 2 Ind/m 2 Ind/m 2 Ind/m 2 


Mollusca 

Gastropoda 

Anisus sp s 

Bithynia leachii s s 

Bithynia tentaculata 47 47 47 

Gyraulus albus 188 

Potamopyrgus antipodarum 658 564 141 141 329 141 

Radix sp. s s 

Theodoxus fluviatilis s 47 

Valvata piscinalis 

Bivalvia 

s s s s s 

Dreissena polymorpha 282 s s 282 188 282 2303 

Pisidium sp. 94 47 s s s 47 

Unionidae 94 

Unio tumidus 

Oligochaeta 

Lumbricidae 

47 

Tubificidae 

Hirudinea 

188 893 1974 846 94 94 235 

Erpobdella octoculata 47 94 

Helobdella stagnalis 

Theromyzon tessulatum 

141 

Hydrachnidia 

Crustacea 

423 564 94 94 

Asellus aquaticus 

Gammarus pulex 

Ephemeroptera 

47 

Caenis horaria 1551 2867 1504 329 188 940 

Caenis luctuosa 1880 282 94 141 94 188 

Caenis sp. 94 

Centroptilum luteolum 94 47 

Ephemera vulgata 

Heteroptera 

141 94 47 

Micronecta sp. 

Coleoptera 

Platambus maculatus 

Trichoptera 

1081 


Cyrnus trimaculatus 47 


Mystacides azurea 47 

Mystacides nigra 47 

Mystacides sp. 

Diptera 

Chaoboridae 

47 

Chaoborus flavicans 

Chironomidae 

Tanypodinae 

282 282 94 

Procladius sp. 94 564 141 47 94 

Orthocladiinae 47 

Cricotopus sp. 141 235 

Psectrocladius sordidellus 

Chironominae 

Chironomini indet. 

47 

Chironomus cf. plumosus 564 987 


Dicrotendipes modestus 47 

Dicrotendipes nervosus 47 94 

Glyptotendipes pallens 94 141 

Anhang 

199

Anhang 

Lanker See – Ufer- und Unterwasservegetation 

Arten der Roten Liste sind fett gedruckt und mit Angabe ihres Gefährdungsstatus für Schleswig-Holstein 

aufgeführt (MIERWALD 1990, HAMANN & GARNIEL 2002) . 

wissenschaftlicher Artname deutscher Artname Häufigkeit 

Acer pseudoplatanus Berg-Ahorn z 

Achillea millefolium Gemeine Schafgabe z 

Achillea ptarmica Sumpf-Schafgabe z 

Acorus calamus Kalmus z 

Aegopodium podagraria Giersch z 

Aesculus hippocastaneum Gemeine Roßkastanie w 

Agrostis canina Hunds-Straußgras w 

Agrostis gigantea Riesen-Straußgras z 

Agrostis stolonifera Weißes Straußgras z 

Agrostis tenuis Rot-Straußgras z 

Ajuga reptans Kriechender Günsel z 

Alchemilla glabra (RL 3) Kahler Frauenmantel w 

Alisma plantago-aquatica Gemeiner Froschlöffel z 

Alliaria petiolata Knoblauchsrauke z 

Allium oleraceum Gemüselauch w 

Alnus glutinosa Schwarz-Erle z 

Alnus incana Grau-Erle w 

Alopecurus geniculatus Knick-Fuchsschwanz z 

Alopecurus pratensis Wiesen-Fuchsschwanz z 

Anemone nemorosa Busch-Windröschen w 

Angelica sylvestris Wald-Engelwurz z 

Anthoxanthum odoratum Gemeines Ruchgras z 

Anthriscus sylvestris Wiesen-Kerbel z 

Arctium lappa Große Klette z 

Arrhenatherum elatius Glatthafer z 

Artemisia vulgaris Gemeiner Beifuß z 

Barbarea vulgaris Echtes Barbarakraut z 

Bellis perennis Gänseblümchen z 

Berula erecta Berle z 

Betula pendula Hänge-Birke z 

Betula pubescens Moor-Birke z 

Bidens cernua Nickender Zweizahn z 

Bidens tripartita Dreiteiliger Zweizahn z 

Blysmus compressus (RL 2) Flaches Quellried w 

Bolboschoenus maritimus Gemeine Strandsimse w 

Bromus hordeaceus Weiche Trespe z 

Butomus umbellatus Schwanenblume w 

Calamagrostis canescens Sumpf-Reitgras w 

Calamagrostis epigejos Sand-Reitgras w 

Calamagrostis stricta (RL 2) Übersehenes Reitgras w 

Callitriche hermaphroditica (RL 2) Herbst-Wasserstern w 

Caltha palustris Sumpf-Dotterblume z 

Calystegia sepium Echte Zaunwinde z 

Campanula rotundifolia Rundblättrige Glockenblume z 

Capsella bursa-pastoris Gemeines Hirtentäschelkraut z 

Cardamine amara Bitteres Schaumkraut w 

Cardamine hirsuta Behaartes Schaumkraut w 

Cardamine pratensis Wiesen-Schaumkraut z 

Carex acuta Schlank-Segge z 

Carex acutiformis Sumpf-Segge z 

Carex appropinquata (RL 2) Wunder-Segge w 

Carex canescens Grau-Segge w 

200

Carex disticha Zweizeilige Segge z 

Carex echinata (RL 3) Igel-Segge w 

Carex elata Steif-Segge z 

Carex x elythroides Bastard-Schlanksegge w 

Carex elongata Langährige Segge w 

Carex flacca Blaugrüne Segge w 

Carex hostiana (RL 1) Saum-Segge Stürmann 1998, 

Carex muricata agg. Dichtährige Segge z 

Carex nigra Wiesen-Segge z 

Carex ovalis Hasenpfoten-Segge w 

Carex pairae Pairaes Segge w 

Carex panicea (RL 3) Hirsen-Segge w 

Carex paniculata Rispen-Segge w 

Carex pseudocyperus Scheinzyper-Segge z 

Carex remota Winkel-Segge w 

Carex riparia Ufer-Segge w 

Carex rostrata Schnabel-Segge w 

Carex vesicaria Blasen-Segge z 

Carex viridula ssp. brachyrhyncha Schuppen-Segge Stürmann 1998, 

Carex viridula ssp. oedocarpa Aufsteigende Gelb-Segge w 

Carpinus betulus Hainbuche z 

Centaurea jacea Wiesen-Flockenblume z 

Cerastium holosteoides Gemeines Hornkraut z 

Ceratophyllum demersum Gemeines Hornblatt z 

Chaerophyllum temulum Taumel-Kälberkropf z 

Chara contraria (RL 3) Gegensätzliche Armleuchteralge w 

Chara globularis Zerbrechliche Armleuchteralge z 

Chara vulgaris Gemeine Armleuchteralge w 

Chenopodium album Weißer Gänsefuß z 

Chrysosplenium alternifolium Wechselblättriges Milzkraut w 

Chrysosplenium oppositifolium Gegenblättriges Milzkraut w 

Cicuta virosa Wasserschierling w 

Cirsium arvense Acker-Kratzdistel z 

Cirsium oleraceum Kohldistel z 

Cirsium palustre Sumpf-Kratzdistel z 

Cirsium vulgare Lanzett-Kratzdistel z 

Conium maculatum Gefleckter Schierling w 

Convolvulus arvensis Acker-Winde z 

Conyza canadensis Kanadisches Berufkraut z 

Corylus avellana Haselnuß z 

Crataegus laevigata Zweigriffeliger Weißdorn z 

Crataegus monogyna Eingriffeliger Weißdorn z 

Crepis capillaris Wiesen-Pippau z 

Crepis paludosa Sumpf-Pippau z 

Cynosurus cristatus Weide-Kammgras z 

Dactylis glomerata Knäuelgras z 

Dactylorhiza incarnata (RL2) Fleischrotes Knabenkraut w 

Dactylorhiza majalis (RL3) Breitblättriges Knabenkraut w 

Daucus carota Wilde Möhre z 

Deschampsia cespitosa Rasen-Schmiele z 

Dryopteris dilatata Breitblättriger Dornfarn z 

Dryopteris filix-mas Gemeiner Wurmfarn w 

Eleocharis acicularis (RL3) Nadel-Sumpfsimse w 

Eleocharis palustris Gemeine Sumpfsimse z 

Elodea canadensis Kanadische Wasserpest z 

Elodea nutallii Nutall‘s Wasserpest z 

Elymus repens Gemeine Quecke z 

Epilobium angustifolium Schmalblättriges Weidenröschen z 

Epilobium hirsutum Behaartes Weidenröschen z 

Anhang 

201

Anhang 

Epilobium obscurum Dunkelgrünes Weidenröschen w 

Epilobium palustre Sumpf-Weidenröschen z 

Epilobium parviflorum Kleinblütiges Weidenröschen w 

Epilobium tetragonum Vierkantiges Weidenröschen w 

Epipactis helleborine Stendelwurz w 

Equisetum arvense Acker-Schachtelhalm z 

Equisetum fluviatile Schlamm-Schachtelhalm w 

Equisetum palustre Sumpf-Schachtelhalm z 

Eriophorum angustifolium Schmalblättriges Wollgras w 

Erodium cicutarium Gemeiner Reiherschnabel z 

Euonymus europaeus Europäisches Pfaffenhütchen z 

Eupatorium cannabinum Gemeiner Wasserdost z 

Fagus sylvatica Rot-Buche w 

Fallopia convolvulus Gemeiner Windenknöterich w 

Festuca pratensis Wiesen-Schwingel z 

Festuca rubra Rot-Schwingel z 

Filipendula ulmaria Echtes Mädesüß z 

Fontinalis antipyretica (RL 3) Gemeines Brunnenmoos z 

Frangula alnus Faulbaum z 

Fraxinus excelsior Gemeine Esche z 

Fumaria officinalis Gemeiner Erdrauch z 

Galeopsis bifida Kleinblütiger Hohlzahn z 

Galeopsis tetrahit Stechender Hohlzahn w 

Galium album Weißes Labkraut z 

Galium aparine Kletten-Labkraut z 

Galium palustre Sumpf-Labkraut z 

Galium uliginosum (RL3) Moor-Labkraut w 

Geranium molle Weicher Storchschnabel z 

Geranium palustre (RL3) Sumpf-Storchschnabel w 

Geranium pusillum Zwerg-Storchschnabel w 

Geranium robertianum Ruprechtskraut z 

Geum rivale Bach-Nelkenwurz z 

Geum urbanum Echte Nelkenwurz z 

Glechoma hederacea Gundermann z 

Glyceria declinata Blaugrüner Schwaden w 

Glyceria fluitans Flutender Schwaden z 

Glyceria maxima Wasser-Schwaden w 

Glyceria notata Falt-Schwaden w 

Gnaphalium uliginosum Sumpf-Ruhrkraut z 

Hedera helix Gemeiner Efeu z 

Heracleum mantegazzianum Riesen-Bärenklau w 

Heracleum sphondylium Gemeiner Bärenklau z 

Hieracium pilosella Kleines Habichtskraut w 

Holcus lanatus Wolliges Honiggras z 

Holcus mollis Weiches Honiggras z 

Humulus lupulus Gemeiner Hopfen z 

Hydrocharis morsus-ranae Froschbiss w 

Hypericum humifusum (RL 3) Liegendes Johanniskraut w 

Hypericum maculatum Kanten-Johanniskraut w 

Hypericum perforatum Tüpfel-Johanniskraut z 

Hydrocotyle vulgaris Gemeiner Wassernabel z 

Hypericum tetrapterum Flügel-Johanniskraut z 

Hypochoeris radicata Gemeines Ferkelkraut z 

Impatiens noli-tangere Echtes Springkraut z 

Iris pseudacorus Wasser-Schwertlilie z 

Isolepis setacea (RL 3) Borstige Schuppensimse w 

Juglans regia Walnuss w 

Juncus acutiflorus (RL 3) Spitzblütige Binse w 

Juncus articulatus Glieder-Binse z 

202

Juncus bufonius Kröten-Binse z 

Juncus compressus Zusammengedrückte Binse z 

Juncus effusus Flatter-Binse z 

Juncus filiformis (RL 3) Faden-Binse w 

Juncus inflexus Blaugrüne Binse z 

Juncus subnodulosus (RL 3) Stumpfblütige Binse w 

Juncus tenuis Sand-Binse z 

Knautia arvensis Knautie w 

Lamium album Weiße Taubnessel z 

Lamium galeobdolon Goldnessel z 

Lamium purpureum Purpurrote Taubnessel z 

Larix decidua Europäische Lärche w 

Lathyrus pratensis Wiesen- Platterbse z 

Lemna minor Kleine Wasserlinse w 

Lemna trisulca Untergetauchte Wasserlinse z 

Leontodon autumnalis Herbst-Löwenzahn z 

Leucanthemum vulgare Wiesen-Margerite w 

Lolium perenne Deutsches Weidelgras z 

Lonicera periclymenum Deutsches Geißblatt z 

Lotus corniculatus Gemeiner Hornklee z 

Lotus pedunculatus Sumpf-Hornklee w 

Lunaria annua Einjähriges Silberblatt w 

Luzula campestris Gemeine Hainsimse z 

Luzula multiflora Vielblütige Hainsimse z 

Lycopus europaeus Ufer-Wolfstrapp z 

Lysimachia nummularia Pfennig-Gilbweiderich z 

Lysimachia thyrsiflora (RL 3) Strauß-Gilbweiderich w 

Lysimachia vulgaris Gemeiner Gilbweiderich z 

Lythrum salicaria Blut-Weiderich z 

Medicago lupulina Schneckenklee w 

Mentha aquatica Wasser-Minze z 

Mentha arvensis Acker-Minze w 

Mentha x verticillata agg. Quirl-Minze z 

Matricaria chamomilla Echte Kamille z 

Matricaria discoidea Strahlenlose Kamille z 

Menyanthes trifoliata (RL 3) Fieberklee w 

Molinia caerulea Pfeifengras w 

Myosotis arvensis Acker-Vergißmeinnicht z 

Myosotis scorpioides Sumpf-Vergißmeinnicht z 

Myrica gale (RL 3) Gagelstrauch Stürmann 1998, 2002 

Myriophyllum spicatum (RL 3) Ähren-Tausendblatt z 

Nasturtium microphyllum Kleinblättrige Brunnenkresse z 

Nitella flexilis (RL 3) Biegsame Glanzleuchteralge w 

Nitella mucronata (RL 1) Stachelspitzige Glanzleuchteralge w 

Nitellopsis obtusa (RL 3) Stern-Armleuchteralge w 

Nuphar lutea Gelbe Teichrose z 

Nymphaea alba Weiße Seerose w 

Oenanthe aquatica Wasserfenchel w 

Ophioglossum vulgatum (RL 2) Gemeine Natternzunge w 

Ornithopus perpusillus Vogelfuß w 

Oxalis acetosella Wald-Sauerklee z 

Papaver rhoeas Klatsch-Mohn z 

Papaver dubium Saat-Mohn w 

Persicaria amphibia Wasser-Knöterich w 

Persicaria hydropiper Pfeffer-Knöterich z 

Persicaria lapathifolium Ampfer-Knöterich w 

Persicaria maculosa Floh-Knöterich z 

Petasites hybridus Gemeine Pestwurz z 

Peucedanum palustre Sumpf-Haarstrang w 

Anhang 

203

Anhang 

Phalaris arundinacea Rohr-Glanzgras z 

Phleum pratense Echtes Wiesen-Lieschgras z 

Phragmites australis Gemeines Schilf d 

Picea abies Gemeine Fichte w 

Plantago lanceolata Spitz-Wegerich z 

Plantago major s.l. Breit-Wegerich z 

Poa annua Einjähriges Rispengras z 

Poa palustris Sumpf-Rispengras w 

Poa pratensis Wiesen-Rispengras z 

Poa trivialis Gemeines Rispengras z 

Potamogeton crispus Krauses Laichkraut w 

Potamogeton friesii (RL 2) Stachelspitziges Laichkraut z 

Potamogeton lucens (RL 3) Spiegelndes Laichkraut w 

Potamogeton natans Schwimmendes Laichkraut w 

Polygonum aviculare s.l. Vogel-Knöterich z 

Populus x canescens Grau-Pappel z 

Populus tremula Zitter-Pappel z 

Potamogeton pectinatus Kamm-Laichkraut d 

Potamogeton perfoliatus Durchwachsenes Laichkraut z 

Potamogeton pusillus (RL 3) Zwerg-Laichkraut z 

Potentilla anglica Schmalblättriges Laichkraut w 

Potentilla anserina Gänse-Fingerkraut z 

Potentilla palustris Sumpf-Blutauge w 

Potentilla reptans Kriechendes Fingerkraut w 

Potentilla sterilis (RL 3) Erdbeer-Fingerkraut w 

Primula veris (RL 3) Duftende Schlüsselblume z 

Prunella vulgaris Gemeine Braunelle z 

Prunus avium Vogelkirsche z 

Prunus padus Gewöhnliche Traubenkirsche z 

Prunus spinosa Schlehe w 

Pteridium aquilinum Adlerfarn w 

Quercus robur Stiel-Eiche z 

Ranunculus acris Scharfer Hahnenfuß z 

Ranunculus circinatus Spreizender Wasserhahnenfuß z 

Ranunculus ficaria Scharbockskraut z 

Ranunculus flammula Flammender Hahnenfuß z 

Ranunculus lingua (RL 3) Zungen-Hahnenfuß w 

Ranunculus repens Kriechender Hahnenfuß z 

Ranunculus sceleratus Gift-Hahnenfuß z 

Ribes nigrum Schwarze Johannisbeere w 

Ribes rubrum Rote Johannisbeere z 

Ribes uva-crispa Stachelbeere z 

Rorippa amphibia Wasser-Sumpfkresse z 

Rorippa palustris Gemeine Sumpfkresse z 

Rosa canina agg Hunds-Rose z 

Rubus fruticosus agg. Brombeere z 

Rubus idaeus Himbeere z 

Rumex acetosa Wiesen-Sauerampfer z 

Rumex acetosella Kleiner Sauerampfer z 

Rumex conglomeratus Knäuel-Ampfer w 

Rumex crispus Krauser Ampfer z 

Rumex hydrolapathum Fluss-Ampfer w 

Rumex obtusifolius Stumpfblättriger Ampfer z 

Rumex sanguineus Blut-Ampfer w 

Sagina procumbens Liegendes Mastkraut z 

Sagittaria sagittifolia Pfeilkraut w 

Salix alba Silber-Weide z 

Salix aurita Ohr-Weide w 

Salix caprea Sal-Weide z 

204

Salix cf. fragilis Bruch-Weide w 

Salix cinerea Grau-Weide z 

Salix pentandra Lorbeer-Weide d 

Salix viminalis Korb-Weide z 

Salix x multinervis Vielnervige Weide z 

Sambucus nigra Schwarzer Holunder z 

Sanguisorba officinalis (RL 3) Großer Wiesenknopf Stürmann 1998, 2002 

Saxifraga granulata Knollen-Steinbrech z 

Schoenoplectus lacustris Gemeine Teichsimse z 

Schoenoplectus tabernaemontani Salz-Teichsimse w 

Scirpus sylvaticus Waldsimse z 

Scrophularia nodosa Knoten-Braunwurz z 

Scrophularia umbrosa (RL 3) Flügel-Braunwurz w 

Scutellaria galericulata Gemeines Helmkraut z 

Sedum maximum Große Fetthenne w 

Senecio jacobaea Jakobs-Greiskraut w 

Senecio vulgaris Gemeines Greiskraut z 

Silene dioica Rote Lichtnelke z 

Silene flos-cuculi Kuckucks-Lichtnelke z 

Silene latifolia ssp. alba Weiße Lichtnelke z 

Silene vulgaris Gemeines Leimkraut w 

Sisymbrium officinale Weg-Rauke z 

Sium latifolium Breitblättriger Merk w 

Solanum dulcamara Bittersüßer Nachtschatten z 

Solanum nigrum Schwarzer Nachtschatten w 

Sonchus asper Rauhe Gänsedistel w 

Sorbus aucuparia Eberesche z 

Sparganium emersum Einfacher Igelkolben w 

Sparganium erectum Ästiger Igelkolben z 

Spirea spec. Spiree w 

Spirodela polyrhiza Vielwurzelige Teichlinse z 

Stachys palustris Sumpf-Ziest z 

Stachys sylvatica Wald-Ziest z 

Stellaria alsine Quell-Sternmiere w 

Stellaria graminea Gras-Sternmiere z 

Stellaria holostea Echte Sternmiere z 

Stellaria media Vogelmiere z 

Stellaria palustris (RL 3) Sumpf-Sternmiere w 

Succisa pratensis (RL 3) Teufelsabbiß Stürmann 1998, 

Symphytum x uplandicum Beinwell w 

Tanacetum vulgare Rainfarn z 

Taraxacum officinale agg. Wiesen-Löwenzahn z 

Thelypteris palustris (RL 3) Sumpffarn w 

Tolypella glomerata (RL 1) Knäuel-Armleuchteralge w 

Torilis japonica Gemeiner Klettenkerbel z 

Tragopogon pratensis Wiesen-Bocksbart w 

Trifolium arvense Hasen-Klee w 

Trifolium campestre Feld-Klee z 

Trifolium dubium Kleiner Klee w 

Trifolium pratense Rot-Klee z 

Trifolium repens Weiß-Klee z 

Triglochin palustre (RL 3) Sumpf-Dreizack w 

Tripleurospermum maritimum Geruchlose Kamille z 

Trisetum flavescens (RL 2) Goldhafer z 

Typha angustifolia Schmalblättriger Rohrkolben z 

Typha latifolia Breitblättriger Rohrkolben w 

Ulmus glabra Berg-Ulme z 

Urtica dioica Brennnessel z 

Valeriana dioica (RL 3) Kleiner Baldrian w 

Anhang 

205

Anhang 

Valeriana procurrens Kriechender Baldrian z 

Verbascum nigrum Schwarze Königskerze w 

Veronica anagallis-aquatica Blauer Wasser-Ehrenpreis w 

Veronica arvensis Feld-Ehrenpreis w 

Veronica beccabunga Bachbunge z 

Veronica catenata Roter Wasser-Ehrenpreis w 

Veronica chamaedrys Gamander-Ehrenpreis z 

Veronica persica Persischer Ehrenpreis z 

Veronica scutellata (RL 3) Schild-Ehrenpreis w 

Veronica serpyllifolia Quendel-Ehrenpreis z 

Viburnum opulus Gemeiner Schneeball z 

Vicia cracca Vogel-Wicke z 

Vicia lathyroides Platterbsen-Wicke w 

Vicia sepium Zaun-Wicke z 

Viola palustris (RL 3) Sumpf-Veilchen z 

Zannichellia palustris Sumpf-Teichfaden z 

206

Lanker See – Physikalische und chemische Befunde 

EDV-Nr.: 129104 (tiefes Becken) 

Anhang 


20.2.2002 2.4.2002 

24.4.2002 

Uhrzeit [ME(S)Z] 10:30 10:30 10:00 10:00 10:30 

09:30 

Windrichtung SW SW W W SO 

SW 


2-3 

4-5 

1-2 

1-2 


9,1 

5,8 

11,3 

10,6 

Luftdruck hPa 

984,8 

980,8 

1019 

1023 

Sichttiefe m 

2,10 

1,70 1,90 

Entnahmetiefe m 1 19 1 19 1 19 1 5 10 15 19 

Wassertemperatur °C 3,4 3,4 4,8 4,8 8,2 5,6 11,7 11,2 8,5 7,6 7,2 

Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 49,3 49,4 47,1 47,4 43,2 44,5 43,5 43,5 44 45 45,6 

pH - Wert 8,26 8,20 8,61 8,61 8,86 8,14 8,90 8,89 8,62 7,96 7,77 

Farbe 1 1 1 1 1 1 1 1 1 32 32 

Trübung 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

Sauerstoff mg/l 13,3 13,6 15,8 9,1 11,8 11,4 7,6 4 2,4 

O2-Sättigungsindex % 101 103 133 70 107 102 64 31 19 

TOC mg/l 6,9 7,2 8,3 6,5 6,9 8,7 6,8 7,1 7,1 7,4 7,3 

DOC mg/l 5,8 5,3 6,4 5,3 6,5 6,3 6,2 6,7 6,5 6,5 6,4 

Chlorid mg/l 47 47 43 43 41 41 41 42 42 43 41 

Abfiltrierbare Stoffe mg/l 4 

Sauerstoff (Winkler) mg/l 13,2 13,2 13,4 13,4 16,3 9 11,9 11,9 8,8 5 2,8 

O2-Sättigungsindex % 102 102 108 108 138 71 108 107 74 41 23 

SAK bei 254 nm 1/m 13,2 12,4 14,4 14,3 12,9 13,2 13,5 13,6 13,4 13,7 13,3 

SAK bei 436 nm 1/m 0,5 0,4 0,5 0,5 0,3 0,4 0,6 0,6 0,5 0,5 0,4 


Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,12 0,11 0,06 

Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 0,10 0,05 


Ammonium-N mg/l 0,038 0,048 0,024 0,021 0,023 0,157 0,239 0,015 0,076 0,018 0,494 

Nitrit-N mg/l 0,0056 0,0056 0,0072 0,0085 0,0069 0,01 0,0048

Anhang 



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

Entnahmetiefe m 1 5 10 15 19 1 5 10 15 19 

Wassertemperatur °C 19,6 18,5 12,6 11,4 10,9 19,7 19,7 19,4 10,7 10,7 

Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 44,9 45,3 45,6 46,1 46,6 45,3 45,3 45,4 46 46,4 

pH - Wert 8,56 8,28 7,69 7,54 7,51 8,37 8,37 8,29 7,48 7,39 

Farbe 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 59 99 1 1 1 99 99 

Sauerstoff mg/l 10,7 8,7 3,2 0,0 0,0 8,7 8,6 8,2 0,0 0,0 

O2-Sättigungsindex % 116 92 31 0 0 94 9,3 89 0 0 

TOC mg/l 7,1 7 6,6 6,6 6,8 8,9 8,2 8,2 7,4 7,6 

DOC mg/l 7,0 6,5 6,4 6,4 6,8 7,3 7,2 7,2 7,2 7,4 

Chlorid mg/l 45 44 42 42 42 48 48 48 42 43 

Abfiltrierbare Stoffe mg/l 

Sauerstoff (Winkler) mg/l 11 9 3,8 0,5 0,1 9,1 9 8,4 0 0 

O 2-Sättigungsindex % 121 97 36 5 1 99 98 91 0 0 

SAK bei 254 nm 1/m 15,0 14,7 14,3 14,8 15,5 14,5 14,5 14,6 16,5 17,7 

SAK bei 436 nm 1/m 0,8 0,7 0,7 0,7 0,7 0,6 0,6 0,6 0,8 1,2 



Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l 

Hydrogencarbonat mg/l 

Ammonium-N mg/l 0,076 0,144 0,412 0,733 1,17 0,022 0,015 0,026 1,66 2,28 

Nitrit-N mg/l 0,0039 0,0033 0,0038



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

31.7.2002 

2.9.2002 

09:30 

09:30 

NO 

NW 

1-2 

0-1 

22,9 

17,2 

1013 

1030 

0,80 0,80 

Anhang 

Entnahmetiefe m 1 5 10 15 19 1 5 10 15 19 

Wassertemperatur °C 21,7 18,1 17,9 14,2 11,1 21,5 21,3 17,8 13,5 11,6 

Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 41,1 42,7 42,9 47,1 48,1 39,2 40,4 44,5 49,5 50,4 

pH - Wert 9,17 8,11 7,97 7,56 7,24 8,71 7,83 7,51 7,37 7,19 

Farbe 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 99 99 1 1 79 99 99 

Sauerstoff mg/l 15,4 7 5,7 0 0 9,0 2 0 0 0,0 

O2-Sättigungsindex % 173 73 59 0 0 100 22 0 0 0 

TOC mg/l 9,7 7,6 7,5 7,6 7,8 10 8,5 7,2 7,5 8,0 

DOC mg/l 7,3 6,9 6,7 7,1 7,3 7,9 7,5 6,8 7,4 7,9 

Chlorid mg/l 47 46 46 45 43 44 44 46 44 45 


Sauerstoff (Winkler) mg/l 17,6 7,2 6,3 0 0 10 4,9 0 0 0 

O 2-Sättigungsindex % 200 76 66 0 0 111 54 0 0 0 

SAK bei 254 nm 1/m 15,7 15,4 15,4 16,6 19,8 16,6 16,7 16,4 19,2 21,7 

SAK bei 436 nm 1/m 0,6 0,6 0,6 0,7 1 0,7 0,9 0,7 0,9 1,4 





Ammonium-N mg/l 0,017 0,195 0,226 1,95 3,53 0,018 0,217 1,18 4,36 5,10 

Nitrit-N mg/l

Anhang 



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

Entnahmetiefe m 1 5 10 15 19 1 5 10 15 19 1 19 

Wassertemperatur °C 15,3 15,2 15,0 14,4 11,7 9,1 8,9 8,6 8,6 8,5 5,3 5,2 

Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 40,4 40,5 40,8 42,9 53,0 41,8 41,8 41,9 42 42,1 43,7 43,9 

pH - Wert 8,68 8,58 8,46 7,54 7,05 8,24 8,19 8,13 8,1 8,08 8,35 8,31 

Farbe 1 37 37 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 5 5 5 3 3 3 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 59 99 1 1 1 1 1 1 1 

Sauerstoff mg/l 11,9 11,1 11,1 0,4 0,0 14,8 15,0 


TOC mg/l 9,6 9,7 9,4 8,4 9,4 10 10 11 9,4 10 9,8 9,5 

DOC mg/l 7,4 7,4 7,5 6,7 8,8 7,9 7,8 8 7,8 8,1 7,2 7,5 

Chlorid mg/l 45 44 44 44 49 44 44 44 44 45 45 45 


Sauerstoff (Winkler) mg/l 10,5 10,1 9,6 0,6 0 10,7 10,4 9,9 9,8 9,4 12,7 12,1 

O 2-Sättigungsindex % 103 99 94 6 0 96 93 88 87 83 103 98 

SAK bei 254 nm 1/m 16,3 16,2 16,2 15,6 23,6 15 14,8 14,7 14,7 14,9 15,2 15,0 

SAK bei 436 nm 1/m 0,8 0,7 0,7 0,6 1,2 0,6 0,5 0,5 0,5 0,7 0,7 0,6 



Basenkapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - 0,01 0,03 0,21 0,54 


Ammonium-N mg/l 0,021 0,016 0,038 0,864 7,94 0,037 0,051 0,068 0,098 0,129 0,018 0,021 

Nitrit-N mg/l 0,0012 0,001


EDV-Nr.: 129171 (flaches Becken) 



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

24.1.2002 

13:30 

SW 

4-5 

8,9 

982 

1,80 

20.2.2002 

13:00 

W 

5-6 

6,8 

981 

Anhang 



Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 48,4 46,6 42,8 43,5 43,7 

pH - Wert 8,28 8,56 8,92 9,0 8,93 

Farbe 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 3 3 3 

Geruch 1 1 1 1 1 



TOC mg/l 6,5 6,8 7,1 7,5 7,3 

DOC mg/l 5,6 5,7 6,3 6,7 6,7 

SAK bei 254 nm 1/m 11,8 14,0 12,7 13,6 13,5 

SAK bei 436 nm 1/m 0,4 0,5 0,3 0,6 0,5 



Säurekapazität -( pH 4,3 ) mmol/l 2,48 2,47 



Hydrogencarbonat mg/l 151 151 

Chlorid mg/l 47 43 41 43 42 

Ammonium-N mg/l 0,014 0,014 0,019 0,016 0,014 

Nitrit-N mg/l 0,0036 0,0085 0,0067

Anhang 



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 



Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 46,0 46,3 45,7 45,7 41,3 43,3 38,9 39,3 

pH - Wert 8,54 8,32 8,36 8,34 9,27 7,96 8,52 8,01 

Farbe 1 1,0 1 1,0 1 1 1 1 

Trübung 3 3,0 3 3,0 3 3 3 3 

Geruch 1 1,0 1 1,0 1 1 1 1 

Sauerstoff mg/l 11,5 8,2 8,6 8,3 17,6 5,4 9,7 7,0 


TOC mg/l 7,1 6,8 8,1 8,1 11 7,7 9,2 8,3 

DOC mg/l 6,6 6,7 6,9 7,1 7,4 7,0 7,4 7,7 

SAK bei 254 nm 1/m 13,9 14,8 13,5 13,6 15,4 15,5 15,7 17,4 

SAK bei 436 nm 1/m 0,6 0,7 0,5 0,5 0,6 0,6 0,7 2,8 







Chlorid mg/l 48 47 50 50 47 46 43 43 

Ammonium-N mg/l 0,095 0,12



Windrichtung 



Luftdruck hPa 

Sichttiefe m 

1.10.2002 

14:00 

SW 

2-3 

15,1 

1025 

1,00 

23.10. 

13:15 

SW 

4-5 

11,4 

986 



Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 40,7 40,9 42,9 43,0 45,8 

pH - Wert 8,59 8,37 8,21 8,17 8,33 

Farbe 37 37,0 1 1 1 

Trübung 3 3,0 3 3 3 

Geruch 1 1,0 1 1 1 

Sauerstoff mg/l 11,0 9,6 12,7 

O 2-Sättigungsindex % 108 93 102 

TOC mg/l 9,2 9,4 9,6 9,6 9,1 

DOC mg/l 7,1 7,0 7,5 7,6 7,0 

SAK bei 254 nm 1/m 15,4 15,1 13,6 13,6 14,7 

SAK bei 436 nm 1/m 0,8 0,7 0,4 0,4 0,6 




Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - 0,03 



Chlorid mg/l 45 45 47 47 48 

Ammonium-N mg/l 0,017 0,016

Anhang 


EDV-Nr.: 126078 (Schwentine, Gut Wahlsdorf) 

Probenahmedatum 2002 30.1.2002 27.2.2002 21.3.2002 23.4.2002 22.5.2002 19.6.2002 18.7.2002 20.8.2002 18.9.2002 22.10.2002 19.11.2002 17.12.2002 

Windrichtung SW S W NW NW SO NO 

Windstärke Bft. 2-3 4-5 4-5 1-2 3-4 4 5 

Lufttemperatur °C 6,4 5,3 5,2 12 20,6 17,2 15,7 21 15,6 8,5 5,1 0 

Luftdruck hPa 1015 987 1008 1023 999 1017 998 1003 1017 1000 1017 1022 

Wassertemperatur °C 5,7 4,1 6,0 11,0 18,0 21,2 20,2 22,3 17,6 9,1 6,9 1,8 

Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 46,9 45,4 43,0 44,2 41,2 46,1 43,7 39,5 45,3 44,5 47,3 46,9 

pH - Wert 8,03 8,22 8,69 9,05 8,35 8,19 8,09 7,59 7,53 7,97 8,05 8,02 

Farbe 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

Trübung 3 3 1 5 1 1 1 3 5 3 3 1 

Geruch 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

Sauerstoff mg/l 

O 2-Sättigungsindex % 

TOC mg/l 6,5 7,2 7,5 7,3 6,2 7,6 6,7 8,6 7,6 8,6 8,1 6,7 

DOC mg/l 5,5 6,1 6,3 6,2 6,2 7,0 6,4 7,8 7,1 7,3 7,0 6,5 

SAK bei 254 nm 1/m 12,9 13,7 12,6 13,1 13,0 13,5 12,9 15,5 14,0 13,5 15,0 12,6 

SAK bei 436 nm 1/m 0,5 0,7 0,4 0,5 0,5 0,6 0,5 0,7 0,6 0,5 0,6 0,1 


Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - - 



Chlorid mg/l 45 42 41 44 50 51 47 44 45 49 51 49 

Ammonium-N mg/l 0,028 0,038 0,025 0,094 0,184 0,023 0,030 0,102


EDV-Nr.: 126188 (Kührener Mühle) 

Anhang 

Probenahmedatum 2002 30.1.2002 27.2.2002 21.3.2002 23.4.2002 22.5.2002 19.6.2002 18.7.2002 20.8.2002 18.9.2002 22.10.2002 19.11.2002 17.12.2002 

Windrichtung SW W NW NW SO NO 

Windstärke Bft. 4-5 4-5 1 3-4 4 5 

Lufttemperatur °C 5,1 6,7 4,2 15,5 23,2 15,4 23,4 17,7 8,6 5,2 0,2 

Luftdruck hPa 1015 988 1008 1029 999 999 1002 1017 998 1018 1019 

Wassertemperatur °C 6,3 4,8 6,8 13,2 19,3 16,9 21,0 15,0 7,6 7,2 1,0 

Leitfähigkeit (TK 25 °C) mS/m 57,5 50,0 50,0 63,4 50,9 35,7 57,6 60,5 56,9 57,6 68,4 

pH - Wert 7,58 7,53 7,85 7,74 7,71 7,25 7,35 7,34 7,28 7,60 

Farbe 32 32 32 1 32 58 1 1 1 1 32 

Trübung 3 5 3 5 3 7 3 5 5 5 5 

Geruch 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

Sauerstoff mg/l 

O2-Sättigungsindex % 

TOC mg/l 9,1 10 15 20 14 26 15 8,8 19 20 8,0 

DOC mg/l 8,7 8,3 14 14 13 15 14 8,4 16 20 7,0 

SAK bei 254 nm 1/m 32,6 31,7 44,5 44,9 41,9 52,6 48,6 28,3 50,6 67,7 20,1 

SAK bei 436 nm 1/m 1,7 1,8 2,3 2,1 1,9 4,2 2,3 1,4 2,2 3,4 0,4 


Säurekapazität -( pH 8,2 ) mmol/l - - 



Chlorid mg/l 30 28 30 35 32 18 28 32 32 24 35 

Ammonium-N mg/l 1,15 1,03 0,627 0,822 0,503 4,75 0,372 1,34 2,12 0,424 2,90 

Nitrit-N mg/l 0,054 0,027 0,032 0,082 0,087 0,144 0,167 0,071 0,073 0,051 0,037 

Nitrat-N mg/l 8,88 6,42 3,12 3,17 1,63 5,66 2,75 0,595 2,52 5,67 4,96 

Gesamtstickstoff mg/l 11 8,4 5,5 5,7 3,4 14 4,4 2,4 6,0 7,6 8,6 

o-Phosphat-P mg/l 0,129 0,088 0,063 0,053 0,067 0,274 0,131 0,068 0,074 0,093 0,064 

Gesamtphosphor mg/l 0,20 0,23 0,25 0,49 0,27 1,0 0,21 0,21 0,32 0,18 0,41 

Sulfat mg/l 30,4 29,5 

SiO2 mg/l 12,8 8,08 4,59 8,38 8,25 11,5 16,9 20,4 19,2 11,9 16,4 

Natrium mg/l 20,1 16,4 

Kalium mg/l 6,43 7,51 

Calcium mg/l 105 93,9 

Magnesium mg/l 7,09 6,93 

Eisen mg/l 2,89 0,49 

Mangan mg/l 0,50 0,43 

Aluminium mg/l 0,43 0,035 

215

Anhang 

Lanker See – Phytoplankton 


Datum 24.1.2002 20.2.2002 2.4.2002 24.4.2002 

Parameter Abund. Bio-Vol. Abund. Bio-Vol. Abund. Bio-Vol. Abund. Bio-Vol. 

n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 Kl. Cyanophyceae 

Anabaena sp. 

Anabaena affinis 

Anabaena circinalis 

Anabaena compacta 

Anabaena cf. planctonica 

Anabaena spiroides / crassa 

Anabaena flos-aquae/ A. spiroides var. tumida 

Anabaenopsis sp. 

Aphanizomenon spp. 

/l 

Aphanizomenon flos-aquae (Trichome) 

Aphanizomenon gracile (Trichome) 

Aphanizomenon issatschenkoi (Trichome) 

Aphanothecoideae indet. 

Gloeotrichia echinulata 

x 

Limnothrix spp. (Trichome) 102,15 0,096 476,70 0,448 

Limnothrix spp. (Trichome) x 99,88 0,054 

Limnothrix redekei 

Microcystis aeruginosa 

Planktolyngbya limnetica 

x x 

Planktothrix cf. agardhii (Trichome) 

Pseudanabaenaceae indet. (Trichome) 

Pseudanabaena spp. 


x x 

Cryptomonas spp. 


17,75 0,028 39,72 0,063 124,95 0,198 

Rhodomonas cf. lens 114,24 0,055 203,49 0,099 610,47 0,283 x 





Aulacoseira spp. < 9 µm 

Aulacoseira granulata 

Aulacoseira granulata < 6 µm 

Aulacoseira granulata var. angustissima 

581,91 0,086 903,21 0,133 3337,95 0,327 x 

Aulacoseira islandica 2791,74 9,350 2449,02 7,722 

Aulacoseira islandica < 10 µm 

Cyclotella spp. 

Skeletonema sp. 

963,9 1,594 506,94 0,838 

Stephanodiscus spp. 

Stephanodiscus spp., Kettenform 

x 

Stephanodiscus binderanus 110,36 0,084 x 

Stephanodiscus neoastraea x x 

Zentrale Diatomeen

Anhang 

Datum 24.1.2002 20.2.2002 2.4.2002 24.4.2002 


n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 Zentrale Diatomeen 15-20µm 

/l 

Zentrale Diatomeen 12-30µm 253,47 0,423 x 

Zentrale Diatomeen >30µm 


64,52 0,910 151,3 2,152 

Asterionella formosa x 234,07 0,129 667,59 0,369 417,68 0,231 

Diatoma cf. tenuis 

Fragilaria spp. 

x x x x 

Fragilaria crotonensis x x x 383,77 0,444 

Fragilaria ulna x 


Nitzschia cf. sigmoidea 


Phacus pyrum 



x 

Chlamydomonas spp. 




Actinastrum hantzschii 

Ankistrodesmus sp. 

Ankyra spp. 

Ankyra judayi 

Ankyra lanceolata 

Coelastrum spp. 

Coelastrum astroideum 

Coelastrum pseudomicroporum 

Dictyosphaerium spp. 

Eutetramorus/ Sphaerocystis 

229,27 0,421 x 


Monoraphidium spp. x 

Monoraphidium arcuatum x 


Monoraphidium minutum 

Oocystis spp. 


Pediastrum duplex 

x 




Tetraedron caudatum 

Treubaria sp. 


x x x 


Planctonema lauterbornii x 

217

Anhang 

Datum 24.1.2002 20.2.2002 2.4.2002 24.4.2002 


n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 Kl. Conjugatophyceae 

Closterium spp. 

/l 


Closterium acutum var. variabile 

Mougeotia spp. 



x 

Dinobryon divergens 



x 



Ceratium spp. 

Ceratium furcoides 

7425,6 0,156 9317,7 0,196 

Ceratium hirundinella x 


Gymnodinium helveticum 


Peridiniopsis cf. berolinense 

Peridiniopsis cf. penardiforme 

Peridiniopsis polonicum 


x x x x 

Peridinium/Peridiniopsis sp. 

Woloszynskia pseudopalustris 

x x x 


SUMME 12,023 11,425 2,739 1,908 

218

Anhang 

Datum 28.5.2002 26.6.2002 30.7.2002 2.9.2002 



/l 

Anabaena sp. 3084,38 0,089 1502,75 0,044 

Anabaena affinis 1606,81 0,225 39502,54 7,545 x 

Anabaena circinalis x x 1339,59 0,674 


Anabaena cf. planctonica 35,44 0,017 x x 

Anabaena spiroides / crassa 1778,22 0,628 

Anabaena flos-aquae/ A. spiroides var. tumida x 

Anabaenopsis sp. x 

Aphanizomenon spp. 27,56 0,055 

Aphanizomenon flos-aquae (Trichome) 32,40 0,057 x 118,04 0,170 106,69 0,154 

Aphanizomenon gracile (Trichome) 83,99 0,126 124,85 0,187 

Aphanizomenon issatschenkoi (Trichome) 63,56 0,043 

Aphanothecoideae indet. x x 

Gloeotrichia echinulata x 

Limnothrix spp. (Trichome) 



392,70 0,245 

Microcystis aeruginosa x x x 

Planktolyngbya limnetica x 

Planktothrix cf. agardhii (Trichome) 179,33 0,353 

Pseudanabaenaceae indet. (Trichome) 1149,54 0,289 



x 

Cryptomonas spp. 560,69 1,167 x 121,38 0,193 


Rhodomonas cf. lens 

142,8 0,119 




6840,12 0,821 x x x 



x 

Aulacoseira granulata 2820,30 3,805 658,30 0,888 458,54 0,619 

Aulacoseira granulata < 6 µm 560,49 0,370 


Aulacoseira islandica 





x 

Stephanodiscus spp., Kettenform 1267,35 0,419 1435,14 0,475 

Stephanodiscus binderanus 

Stephanodiscus neoastraea 

x x x 

Zentrale Diatomeen

Anhang 

Datum 28.5.2002 26.6.2002 30.7.2002 2.9.2002 



/l 




x 

Asterionella formosa 


30,9 0,017 274,89 0,148 x x 

Fragilaria spp. 367,71 0,193 


Fragilaria ulna x x x 




x 

Phacus pyrum 




x 

Pandorina morum x 



x 

Actinastrum hantzschii x x 

Ankistrodesmus sp. x 

Ankyra spp. 4348,7 0,130 



Coelastrum spp. 78,22 0,008 




x 


Lagerheimia genevensis 

Monoraphidium spp. 

Monoraphidium arcuatum 

x 

Monoraphidium contortum 


x 

Oocystis spp. x 







x x 

Treubaria sp. 


x 



x x 

220

Anhang 

Datum 28.5.2002 26.6.2002 30.7.2002 2.9.2002 




/l 

Closterium aciculare 


x 

Mougeotia spp. x x 



x 




x x 



Ceratium spp. 

x x x 

Ceratium furcoides 4,60 0,204 

Ceratium hirundinella 



x 2,70 0,140 x 

Kolkwitziella acuta x x 

Peridiniopsis cf. berolinense x 

Peridiniopsis cf. penardiforme x 




x 



x 

SUMME 2,299 5,132 10,282 7,060 

221

Anhang 

Datum 30.9.2002 23.10.2002 14.11.2002 

Parameter Abund. Bio-Vol. Abund. Bio-Vol. Abund. Bio-Vol. 

n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 Kl. Cyanophyceae 

Anabaena sp. 


/l 

Anabaena circinalis x 




x 




x x 

Aphanizomenon flos-aquae (Trichome) 72,48 0,131 41,79 0,076 

Aphanizomenon gracile (Trichome) 263,23 0,461 226,86 0,397 




x 



18338,71 14,176 16941,48 10,521 




x x 





930,86 2,173 x 



175,49 0,279 x 





x x 


Aulacoseira spp. < 9 µm 90,78 0,134 




354,02 0,227 x 

Aulacoseira islandica 244,75 0,597 



x 



x x 

Stephanodiscus spp., Kettenform x x 



x 

Zentrale Diatomeen

Datum 30.9.2002 23.10.2002 14.11.2002 


n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l 



384,32 0,762 232,99 0,462 



145,96 1,813 




x 

Fragilaria crotonensis x 

Fragilaria ulna x x 




Phacus pyrum 







x 


Ankistrodesmus sp. 

Ankyra spp. 

Ankyra judayi 



x x 



x 



x x 


Monoraphidium spp. 


x 



x 


Pediastrum boryanum x 



x x 

Scenedesmus spp. x x 

Scenedesmus acuminatus x 


Treubaria sp. 


x 



x 

Anhang 

223

Anhang 

Datum 30.9.2002 23.10.2002 14.11.2002 


n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 Kl. Conjugatophyceae 

/l 










x 



x 

Ceratium spp. x x 













SUMME 18,992 14,357 

224

Lanker See – Phytoplankton 


Anhang 

Datum 24.1.2002 20.2.2002 2.4.2002 24.4.2002 



Anabaena sp. 









/l 

Aphanizomenon flos-aquae (Trichome) 

Aphanizomenon gracile (Trichome) 


Aphanocapsa sp. 



x x x 





Microcystis wesenbergii 


x x 





x x 



48,81 0,078 54,48 0,087 66,04 0,105 x 

Rhodomonas cf. lens 139,23 0,068 203,49 0,099 521,22 0,253 x 






428,40 0,063 624,75 0,092 2891,70 0,425 x 




x 

Aulacoseira islandica 3387,93 11,346 4633,86 14,611 x 



Melosira varians 


Stephanodiscus spp., Kettenform 

714,00 1,181 1420,86 2,350 

Stephanodiscus binderanus x x x 

Stephanodiscus neoastraea x x 

Zentrale Diatomeen

Anhang 

Datum 24.1.2002 20.2.2002 2.4.2002 24.4.2002 






4087,65 0,450 8978,55 0,988 




53,84 0,760 272,40 3,874 

Asterionella formosa x 144,18 0,080 799,68 0,441 626,52 0,346 



x x x 

Fragilaria crotonensis x x 121,04 0,140 

Fragilaria ulna x x x 




x x 




Pteromonas aculeata 





Ankistrodesmus fusiformis 

Ankyra spp. 

Ankyra judayi 







x x 


Monoraphidium arcuatum x 



Oocystis spp. 




x x 




x x x x 


Treubaria sp. 


x 


Planctonema lauterbornii x x 

226

Anhang 

Datum 24.1.2002 20.2.2002 2.4.2002 24.4.2002 






Mougeotia spp. 






/l 




6354,60 0,133 6104,70 0,128 

Ceratium hirundinella x 







x x 




x x 


SUMME 13,495 21,334 2,972 2,312 

227

Anhang 

Datum 28.5.2002 26.6.2002 30.7.2002 2.9.2002 



/l 

Anabaena sp. 1513,22 0,044 2229,18 0,065 

Anabaena affinis 992,44 0,139 84246,89 16,091 x 

Anabaena circinalis x 1523,50 0,766 1060,08 0,533 

Anabaena compacta x x 

Anabaena cf. planctonica 57,59 0,028 x 

Anabaena spiroides / crassa x 1512,00 0,534 

Anabaena flos-aquae/ A. spiroides var. tumida 14834,90 1,454 

Anabaenopsis sp. x 

Aphanizomenon spp. 13,79 0,028 

Aphanizomenon flos-aquae (Trichome) 20,70 0,036 x 97,61 0,141 29,51 0,042 

Aphanizomenon gracile (Trichome) x 47,67 0,072 131,66 0,198 

Aphanizomenon issatschenkoi (Trichome) 61,29 0,041 

Aphanocapsa sp. x 

Aphanothecoideae indet. x x 

Gloeotrichia echinulata x 




431,97 0,269 


Microcystis wesenbergii 

x x 


Planktothrix cf. agardhii (Trichome) 122,58 0,237 

Pseudanabaenaceae indet. (Trichome) 456,96 0,115 



x 

Cryptomonas spp. 123,71 0,258 x 357 0,567 


Rhodomonas cf. lens 

728 0,604 




9606,09 1,153 x x x 



x 

Aulacoseira granulata 2070,60 2,793 381,36 0,514 272,40 0,367 

Aulacoseira granulata < 6 µm 253,47 0,168 163,44 0,108 


Aulacoseira islandica 



Melosira varians 


x 

Stephanodiscus spp., Kettenform 1513,68 0,501 1420,86 0,470 



564,06 0,487 x x 

Zentrale Diatomeen

Anhang 

Datum 28.5.2002 26.6.2002 30.7.2002 2.9.2002 





/l 




x 

Asterionella formosa 


x 383,77 0,206 

Fragilaria spp. 676,51 0,356 


Fragilaria ulna x x 





x x 

Pandorina morum x 

Phacotus lenticularis x 



x 



x 



x x x 

Ankyra spp. 7464,19 0,224 


Ankyra lanceolata x x 

Coelastrum spp. 195,50 0,019 195,5 0,019 

Coelastrum astroideum x x 

Coelastrum pseudomicroporum x 

Dictyosphaerium spp. x x 

Eutetramorus/ Sphaerocystis 185,6 0,018 185,6 0,018 



x 



Oocystis spp. 

x 


Pediastrum duplex x x x x 



Scenedesmus acuminatus x x 



x 

Treubaria sp. 


x 


Planctonema lauterbornii x 

229

Anhang 

Datum 28.5.2002 26.6.2002 30.7.2002 2.9.2002 






/l 




x 




x 



x x x 

Ceratium furcoides 43,16 1,913 x 




x 2,1 0,109 5,34 0,277 


Peridiniopsis cf. berolinense x x 

Peridiniopsis cf. penardiforme x x 

Peridiniopsis polonicum x 145,96 3,089 325,74 6,895 



x 



x 

SUMME 1,752 4,501 24,043 11,792 

230

Datum 30.9.2002 23.10.2002 14.11.2002 


n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 Kl. Cyanophyceae 

Anabaena sp. 


/l 





x 




x x x 

Aphanizomenon flos-aquae (Trichome) 47,76 0,086 64,18 0,116 99,88 0,181 

Aphanizomenon gracile (Trichome) 207,46 0,363 111,94 0,196 145,28 0,254 


Aphanocapsa sp. 



40,30 0,027 



15937,21 9,929 11527,19 8,911 9259,95 5,750 



x x 

Microcystis wesenbergii x 






125,37 0,242 38,8 0,091 x 



137,31 0,218 x x 





x x x 


Aulacoseira spp. < 9 µm 63,5 0,094 



167,16 0,225 402,97 0,258 x 

Aulacoseira granulata var. angustissima x 

Aulacoseira islandica 185,5 0,453 

Aulacoseira islandica < 10 µm x 

Cyclotella spp. x x 

Melosira varians x x 

Skeletonema sp. x x 

Stephanodiscus spp., Kettenform 252,53 0,084 1873,56 0,620 x 



Zentrale Diatomeen

Anhang 

Datum 30.9.2002 23.10.2002 14.11.2002 


n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 Zentrale Diatomeen 4-6µm 

/l 




192,16 0,381 664,02 1,317 



141,51 1,758 


Diatoma cf. tenuis x 


Fragilaria crotonensis x x 

Fragilaria ulna 











x x 

Actinastrum hantzschii x x x 


Ankyra spp. 

Ankyra judayi 





x 







x x x 





x x x 





Treubaria sp. 


x 



232

Datum 30.9.2002 23.10.2002 14.11.2002 


n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 /l n/ml mm 3 Kl. Conjugatophyceae 

/l 

Closterium spp. x x x 

Closterium aciculare x x 

Closterium acutum var. variabile x 







x 



x x 

Ceratium furcoides x 







x 

Peridiniopsis polonicum x 

Peridinium spp. x 




SUMME 11,175 11,160 10,031 

Anhang 

233

Anhang 

Lanker See – Zooplankton 


Datum 24.1.2002 20.2.2002 2.4.2002 

Parameter Körper-TG Abund. n/l TG Abund. [n/l] TG Abund. [n/l] TG 

Taxon 

Protozoa 

µg W M Sum µg/l W M Sum µg/l W M Sum µg/l 


Ciliata 

0,003 1200 3,991 3200 10,643 

Codonella cratera 0,020 x x 3000 60,000 

Tintinnidium/Tintinnopsis sp. 0,001 x 2600 2,496 1000 0,960 

Ciliata indet. (groß) 0,005 3200 14,624 600 2,742 3200 14,624 

Ciliata indet. 

Rotatoria 

Anuraeopsis fissa 

Asplanchna priodonta 

Brachionus angularis 

Brachionus calyciflorus 

Brachionus diversicornis 

Collotheca sp. 

0,001 4400 5,280 800 0,960 

Conochiloides natans 

Conochilus unicornis 

Euchlanis cf. dilatata 

0,080 2,0 0,160 4,0 0,320 

Filinia longiseta inkl. var. limnetica x 

Filinia terminalis 0,045 12,0 0,538 

Kellicottia longispina 0,011 1,2 0,014 1,0 0,011 

Keratella cochlearis 

Keratella cochlearis f. tecta 

Keratella quadrata 

0,004 6,7 0,026 4,0 0,016 10,0 0,039 

Keratella valga 0,070 4,0 0,280 

Notholca sp. 0,050 2,7 0,135 2,0 0,100 8,0 0,400 

Polyarthra dolichoptera/ P. vulgaris 

Pompholyx sulcata 

0,053 4,0 0,212 2,7 0,143 13,0 0,688 

Synchaeta spp. (groß) 

Synchaeta spp. 

0,374 44,0 16,460 


Trichocerca capucina 

Trichocerca pusilla 

Trichocerca cf. porcellus 

Trichocerca similis 

Cladocera 

0,042 8,0 0,334 14,0 0,584 35,0 1,460 

Bosmina coregoni 2,974 22,7 67,505 26,0 77,319 6,0 17,843 

Bosmina longirostris 

Chydorus sphaericus 

Daphnia cucullata & Hybriden 

1,100 14,0 15,396 11,3 12,427 4,7 5,169 

Daphnia galeata & Hybriden 

Daphnia hyalina & Hybriden 

19,419 5,0 97,096 

Daphnia longispina-Komplex 

Diaphanosoma brachyurum 

Leptodora kindtii 

Copepoda 

6,461 7,3 47,162 x x 

Nauplien 

Calanoida 

0,948 30,0 28,437 42,0 39,812 74,0 70,145 

Copepodide 2,860 2,0 5,719 7,0 20,017 0,2 0,572 

Eudiaptomus gracilis 10,292 1,3 13,379 1,0 1,0 10,292 0,2 0,1 0,3 3,088 

Eudiaptomus graciloides 

Cyclopoida 

12,213 4,0 48,852 1,0 1,0 2,0 24,426 0,1 0,1 0,2 2,443 

Copepodide 

Acanthocyclops cf. robustus 

2,286 14,7 33,604 6,0 13,716 14,0 32,004 

Cyclops kolensis 4,945 4,0 4,0 19,781 6,0 6,0 29,671 3,3 3,3 16,319 

3,378 6,0 6,0 20,266 3,0 3,0 10,133 0,7 0,7 2,364 

Cyclops vicinus x 

15,154 2,0 2,0 30,308 

Diacyclops bicuspidatus 

Mesocyclops leuckarti 

Thermocyclops crassus 

Thermocyclops oithonoides 

Sonstige: 

Bivalvia: Dreissena -Larven 

Diptera: Chaoborus -Larven 

234

Anhang 

Datum 24.4.2002 28.5.2002 26.6.2002 

Parameter Körper-TG Abund. [n/l] TG Abund. [n/l] TG Abund. [n/l] TG 

Taxon 

Protozoa 



Ciliata 

0,003 8600 28,604 

Codonella cratera x 

Tintinnidium/Tintinnopsis sp. 0,001 1800 1,728 x 



Rotatoria 


0,001 



0,475 5,0 2,376 8,0 3,801 





0,641 12,0 7,694 

Conochilus unicornis 0,022 60,0 1,290 424,0 9,116 


Filinia longiseta inkl. var. limnetica 

0,104 4,0 0,416 

Filinia terminalis 0,045 34,0 1,523 8,0 0,358 


Keratella cochlearis 0,004 46,0 0,179 33,0 0,129 1016,0 3,962 

Keratella cochlearis f. tecta 0,003 96,0 0,240 

Keratella quadrata 0,075 20,0 1,500 9,0 0,675 24,0 1,800 


Notholca sp. 0,050 3,0 0,150 



0,053 198,0 10,474 3,0 0,159 

Synchaeta spp. (groß) 0,374 12,0 4,489 2,0 0,748 

Synchaeta spp. 0,106 584,0 61,962 




0,042 128,0 5,338 

Trichocerca cf. porcellus 0,034 112,0 3,763 


Cladocera 

0,025 40,0 0,996 

Bosmina coregoni 2,974 30,0 89,214 8,5 25,277 

Bosmina longirostris 1,100 8,0 8,798 

Chydorus sphaericus 0,416 1,5 0,624 1,5 0,624 



17,278 x 2,0 34,556 

Daphnia hyalina & Hybriden 35,345 2,0 70,689 2,5 88,361 0,1 3,534 



6,461 6,0 38,764 1,0 6,461 


Copepoda 

1000,000 0,5 500,000 

Nauplien 

Calanoida 

0,938 135,0 126,657 34,0 31,899 44,0 41,281 

Copepodide 

Eudiaptomus gracilis 

2,185 2,0 4,369 7,7 16,821 8,0 17,476 


Cyclopoida 

12,213 0,7 3,0 3,7 45,188 1,3 0,7 2,0 24,426 

Copepodide 


1,281 81,0 103,753 1,7 2,178 5,3 6,789 

Cyclops kolensis 4,945 3,0 3,0 14,836 

Cyclops vicinus 

Diacyclops bicuspidatus x 

Mesocyclops leuckarti 3,052 

1,483 1,0 1,0 1,483 1,0 1,0 1,483 


Thermocyclops oithonoides 1,696 0,5 0,5 0,848 0,5 0,5 0,848 

Sonstige: 

Bivalvia: Dreissena -Larven 0,288 12,0 3,454 


235

Anhang 

Datum 30.7.2002 2.9.2002 30.9.2002 


Taxon 

Protozoa 


Ciliata 

Codonella cratera 


Tintinnidium/Tintinnopsis sp. 0,001 1200 1,152 

Ciliata indet. (groß) 0,005 4400 20,108 


Rotatoria 

0,001 3600 4,320 x 

Anuraeopsis fissa 0,070 8,0 0,560 

Asplanchna priodonta 0,475 12,0 5,701 



0,080 6,0 0,480 

Brachionus diversicornis 0,150 4,0 0,600 



0,025 4,0 0,100 4,0 0,100 12,0 0,300 

Conochilus unicornis 0,022 80,0 1,720 



Filinia terminalis 

0,104 12,0 1,249 

Kellicottia longispina x 


Keratella cochlearis f. tecta 0,003 112,0 0,280 70,0 0,175 128,0 0,320 


Keratella valga 

Notholca sp. 

0,075 5,0 0,375 24,0 1,800 

Polyarthra dolichoptera/ P. vulgaris 0,053 10,0 0,529 




0,030 36,0 1,062 24,0 0,708 76,0 2,242 

Synchaeta spp. 0,042 104,0 4,337 9,0 0,375 x 

Trichocerca capucina 0,071 8,0 0,570 

Trichocerca pusilla 0,007 40,0 0,280 



Cladocera 

0,025 40,0 0,996 10,0 0,249 20,0 0,498 

Bosmina coregoni 


1,540 1,0 1,540 15,0 23,100 32,5 50,050 

Chydorus sphaericus 0,416 41,0 17,060 42,0 17,476 6,0 2,497 



7,240 4,0 28,961 39,0 282,372 11,5 83,263 

Daphnia hyalina & Hybriden 35,345 1,0 35,345 

Daphnia longispina-Komplex 6,461 

Diaphanosoma brachyurum 3,000 7,5 22,500 


Copepoda 

1000,000 x 0,5 500,000 0,5 500,000 

Nauplien 

Calanoida 

0,872 80,0 69,792 108,0 94,219 58,0 50,599 

Copepodide 3,488 4,0 13,954 4,0 13,954 12,0 41,861 

Eudiaptomus gracilis 8,244 1,0 1,0 8,244 


Cyclopoida 

8,731 1,0 3,0 3,0 26,193 1,5 2,5 4,0 34,924 2,5 1,5 4,0 34,924 

Copepodide 0,767 32,0 24,550 44,0 33,757 41,0 31,455 

Acanthocyclops cf. robustus x 

Cyclops kolensis 

1,578 2,0 2,0 3,157 2,5 2,5 3,946 



Mesocyclops leuckarti 3,052 4,7 4,7 14,345 1,0 1,0 3,052 

1,483 1,0 1,0 1,483 1,3 1,3 1,928 0,5 0,5 0,741 

Thermocyclops crassus 2,484 3,0 3,0 7,452 

1,293 1,0 1,0 1,293 

Thermocyclops oithonoides 1,696 1,0 1,0 1,696 

Sonstige: 


Diptera: Chaoborus -Larven x 

236

Datum 23.10.2002 14.11.2002 

Parameter Körper-TG Abund. [n/l] TG Abund. [n/l] TG 

Taxon 

Protozoa 


Ciliata 

µg W M Sum µg/l W M Sum µg/l 



Ciliata indet. (groß) 0,005 5050 23,079 1345 6,147 


Rotatoria 




0,001 2350 2,820 1345 1,614 





0,641 2,0 1,282 





0,022 8,0 0,172 12,0 0,258 

Kellicottia longispina 0,011 2,0 0,023 

Keratella cochlearis 0,003 628,0 2,072 824,0 2,719 

Keratella cochlearis f. tecta 0,003 152,0 0,380 60,0 0,150 



Notholca sp. 

0,075 12,0 0,900 32,0 2,400 

Polyarthra dolichoptera/ P. vulgaris 0,053 4,0 0,212 




0,030 96,0 2,832 46,0 1,357 



0,042 20,0 0,834 12,0 0,500 


Trichocerca cf. porcellus 0,034 x 


Cladocera 

0,025 4,0 0,100 


Bosmina longirostris 0,606 2,0 1,211 2,0 1,211 





8,132 23,0 187,034 21,0 170,770 




Copepoda 

x x 

Nauplien 

Calanoida 

0,872 44,0 38,386 23,0 20,065 

Copepodide 3,488 4,0 13,954 2,0 6,977 

Eudiaptomus gracilis 8,244 


Cyclopoida 

8,731 1,0 1,0 2,0 17,462 5,0 5,0 10,0 87,311 

Copepodide 1,026 54,0 55,393 11,0 11,284 

Acanthocyclops cf. robustus 4,158 1,0 1,0 4,158 


1,578 3,0 3,0 4,735 






Sonstige: 



Anhang 

237

Anhang 

Lanker See – Zooplankton 


Datum 24.1.2002 20.2.2002 2.4.2002 


Taxon 

Protozoa 



Ciliata 

0,003 1000 3,326 2100 6,985 

Codonella cratera 0,020 3400 68,000 

Tintinnidium/Tintinnopsis sp. 0,001 2200 2,112 2800 2,688 



Rotatoria 




0,001 5600 6,720 1600 1,920 




0,641 4,0 2,565 

Conochiloides natans 0,080 8,0 0,640 



0,022 4,0 0,086 10,0 0,215 

Filinia terminalis 0,045 x 2,7 0,121 2,0 0,090 

Kellicottia longispina 0,011 x 

Keratella cochlearis 


0,004 8,0 0,031 5,3 0,021 

Keratella quadrata x 

Keratella valga 0,070 

Notholca sp. 0,050 x 



0,053 8,0 0,423 



0,374 28,0 10,475 




Trichocerca cf. porcellus 


Cladocera 

0,042 4,0 0,167 20,0 0,834 12,0 0,500 

Bosmina coregoni 2,974 14,0 41,633 17,3 51,447 20,0 59,476 


Chydorus sphaericus 


1,100 5,0 5,499 9,3 10,227 2,0 2,199 



19,419 2,7 52,432 




Copepoda 

x 

Nauplien 

Calanoida 

0,948 20,0 18,958 22,7 21,517 112,0 106,165 

Copepodide 2,860 1,0 2,860 2,0 5,719 4,7 13,440 

Eudiaptomus gracilis 10,292 1,0 1,0 10,292 1,3 1,3 13,379 0,7 0,7 1,3 13,379 


Cyclopoida 

12,213 1,0 1,0 12,213 1,3 1,3 15,877 0,7 0,7 8,549 

Copepodide 


2,286 4,0 9,144 7,0 16,002 7,3 16,688 

Cyclops kolensis 4,945 1,0 1,0 4,945 4,7 4,7 23,242 

3,378 2,0 2,0 2,0 2,0 6,755 1,3 1,3 4,391 


15,154 1,0 1,0 15,154 0,7 0,7 10,608 




Sonstige: 



238

Anhang 

Datum 24.4.2002 28.5.2002 26.6.2002 


Taxon 

Protozoa 



Ciliata 

0,003 4500 14,967 

Codonella cratera 0,020 1600 32,000 

Tintinnidium/Tintinnopsis sp. 0,001 1900 1,824 1000 0,960 



Rotatoria 


0,001 



0,475 2,0 0,950 40,0 19,004 




0,641 24,0 15,389 

Conochiloides natans 0,080 4,0 0,320 

Conochilus unicornis 0,022 48,0 1,032 576,0 12,384 

Euchlanis cf. dilatata 0,104 

Filinia terminalis 0,045 32,0 1,434 



Keratella cochlearis f. tecta 0,003 304,0 0,760 

Keratella quadrata 0,075 48,0 3,600 8,0 0,600 x 


Notholca sp. 0,050 x 



0,053 288,0 15,235 x 

Synchaeta spp. (groß) 0,374 48,0 17,957 

Synchaeta spp. 0,106 808,0 85,729 



0,042 224,0 9,341 

Trichocerca pusilla x 



Cladocera 

0,025 x 32,0 0,797 



Chydorus sphaericus 0,416 0,7 0,291 x 

Daphnia cucullata & Hybriden 17,278 6,0 103,668 2,7 46,651 

Daphnia galeata & Hybriden 19,419 

Daphnia hyalina & Hybriden 35,345 10,0 353,445 x 



x 


Copepoda 

1000,000 0,7 700,000 0,7 700,000 

Nauplien 

Calanoida 

0,938 168,0 157,618 54,0 50,663 44,0 41,281 

Copepodide 2,185 9,3 20,316 6,0 13,107 4,7 10,267 

Eudiaptomus gracilis 10,292 0,8 0,8 8,233 2,7 2,7 5,3 54,546 


Cyclopoida 

12,213 0,5 0,1 0,6 7,328 5,3 10,0 15,3 186,857 x 

Copepodide 


1,281 112,0 

x 

143,461 3,3 4,227 2,7 3,458 


Cyclops vicinus 25,568 2,0 4,0 102,272 

15,154 2,0 2,0 30,308 

Mesocyclops leuckarti 3,052 x 

1,483 4,0 4,0 5,931 


Thermocyclops oithonoides 1,696 6,0 6,0 10,177 

Sonstige: 



239

Anhang 

Datum 30.7.2002 2.9.2002 30.9.2002 


Taxon 

Protozoa 


Ciliata 



Tintinnidium/Tintinnopsis sp. 0,001 x x x 

Ciliata indet. (groß) 0,005 2900 13,253 


Rotatoria 

0,001 4100 4,920 x x 

Anuraeopsis fissa 0,070 x 

Asplanchna priodonta 0,475 28,0 13,303 



0,080 

Brachionus diversicornis 0,150 



0,025 16,0 0,400 16,0 0,400 

Conochilus unicornis 0,022 64,0 1,376 24,0 0,516 20,0 0,430 



0,104 8,0 0,833 

Kellicottia longispina 0,011 24,0 0,274 


Keratella cochlearis f. tecta 0,003 120,0 0,300 392,0 0,980 56,0 0,140 



Notholca sp. 

0,075 8,0 0,600 

Polyarthra dolichoptera/ P. vulgaris 0,053 32,0 1,693 16,0 0,846 24,0 1,270 




0,030 24,0 0,708 176,0 5,192 48,0 1,416 

Synchaeta spp. 0,042 184,0 7,673 120,0 5,004 32,0 1,334 

Trichocerca capucina 0,071 20,0 1,426 




Cladocera 

0,025 48,0 1,195 88,0 2,191 48,0 1,195 

Bosmina coregoni 


1,540 4,0 6,160 37,0 56,980 101,0 155,540 

Chydorus sphaericus 0,416 10,7 4,452 94,0 39,113 5,0 2,081 



7,240 5,0 36,202 103,0 745,751 18,0 130,325 



35,345 

Diaphanosoma brachyurum 3,000 2,0 6,000 x 


Copepoda 

1000,000 4,0 4000,000 

Nauplien 

Calanoida 

0,872 42,0 36,641 308,0 268,699 81,0 70,664 

Copepodide 3,488 5,0 17,442 7,0 24,419 



Cyclopoida 

8,731 1,0 1,0 2,0 17,462 2,0 10,0 12,0 104,773 2,0 2,0 17,462 

Copepodide 



0,767 

1,578 

10,0 7,672 32,0 24,550 79,0 60,609 


Mesocyclops leuckarti 3,052 x 8,0 8,0 24,417 2,0 2,0 6,104 

1,483 8,0 8,0 11,862 


1,293 

Thermocyclops oithonoides 1,696 2,0 2,0 3,392 6,0 6,0 10,177 

Sonstige: 



240

Datum 23.10.2002 14.11.2002 

Parameter Körper-TG Abund. [n/l] TG Abund. [n/l] TG 

Taxon 

Protozoa 


Ciliata 

Codonella cratera 

µg W M Sum µg/l W M Sum µg/l 


Ciliata indet. (groß) 0,005 2350 10,740 5380 24,587 


Rotatoria 




0,001 6730 8,076 5045 6,054 



0,641 x 13,3 8,528 



x 




0,022 

Kellicottia longispina 0,011 x 

Keratella cochlearis 0,003 496,0 1,637 336,0 1,109 




Notholca sp. 

0,003 32,0 0,080 24,0 0,060 

Polyarthra dolichoptera/ P. vulgaris 0,053 




0,030 56,0 1,652 60,0 1,770 



0,042 80,0 3,336 48,0 2,002 

Trichocerca pusilla 0,007 



Cladocera 

0,025 8,0 0,199 






8,132 21,0 170,770 17,0 138,242 



35,345 1,0 35,345 



Copepoda 

3,000 1,0 3,000 

Nauplien 

Calanoida 

0,872 22,0 19,193 8,0 6,979 

Copepodide 3,488 7,0 24,419 



Cyclopoida 

8,731 4,0 4,0 8,0 69,849 7,0 4,0 11,0 96,042 

Copepodide 


1,026 

1,578 

17,0 17,439 11,0 11,284 




Thermocyclops crassus 2,484 


Sonstige: 



Anhang 

241

Anhang 

Lanker See – Makrozoobenthos 

1998 

242 

1. Transekt 2. Transekt 

0,5 m 2 m 5 m 5,7 m 6,5 m 0,5 m 2 m 5 m 10 m 20 m 


Oligochaeta 554,8 2397,6 1509,6 1687,2 1598,4 620,1 1554,0 444,0 932,4 0,0 

Stylaria lacustris 32,6 391,6 111,0 

Gastropoda 

Bithynia tentaculata t t t t 32,6 22,2 t 

Galba trunculata t 

Gyraulus albus t t t 

Lymnea stagnalis t 

Planorbis carinatus t 

Planorbis planorbis t 

Potamopyrgus antipodarum t t t t t t 

Radix ovata t t t 

Valvata piscinalis 65,3 t t t t 163,2 22,2 t t t 

Bivalvia 

Anodonta anatina t 

Dreissena polymorpha 66,6 t t t t t 

Pisdium sp. 44,4 t 22,2 t 22,2 44,4 t 

Sphaerium corneum t t t t 


Hirudinea 

Erpobdella octoculata 130,5 32,6 

Hydrachnidia 65,3 88,8 111,0 326,4 133,2 88,8 133,2 111,0 

Crustacea 

Asellus aquaticus 97,9 

Gammarus pulex 32,6 

Ephemeroptera 

Caenis horaria 587,5 111,0 22,2 133,2 

Caenis robusta 22,2 

Caenis sp. 65,3 88,8 

Heteroptera 

Micronecta sp. 65,3 65,3 

Megaloptera 

Trichoptera 

Anabolia furcata 32,6 

Limnephilidae 32,6 

Mystacides sp. 32,6 

Orthotrichia sp. 22,2 

Chaoboridae 

Chaoborus flavicans 32,6 22,2 310,8 399,6 577,2 65,3 22,2 355,2 288,6 

Chironomidae 

Procladius sp. 777,0 1221,0 821,4 44,4 

Tanypus sp. 22,2 

Cricotopus sp. 97,9 

Chironominae 

Chironomini 

Chironomus plumosus-Gr. 66,6 599,4 910,2 1021,2 44,4 111,0 310,8 22,2 

Chironomus cf. tentans 22,2 

Cryptochironomus sp. 65,3 88,8 

Dicrotendipes sp 133,2 32,6 22,2 

Endochironomus cf. albipennis 22,2 

Glyptotendipes sp. 424,3 22,2 424,3 44,4 

Microtendipes cf. pedellus 32,6 66,6 

Microtendipes sp. 32,6 

Paratendipes albimanus 44,4 44,4 

Polypedilum cf. nubeculosum 97,9 155,4 66,6 88,8 199,8 1958,2 2686,2 44,4 

Stictochironomus sp. 32,6 88,8 

Tanytarsini 

Cladotanytarsus sp. 1436,0 155,4 6135,8 4195,8 

Tanytarsus sp. 228,5 177,6 22,2 

Ceratopogonidae 111,0 22,2 32,6 44,4 22,2 

Bezzia sp. 32,6 32,6

LISTE DER BISHER ERSCHIENENEN SEENBERICHTE 

NR. BEZEICHNUNG AUSGABE PREIS / € 

B 1* Bültsee 1975 

B 2* Westensee, Bossee und Ahrenssee 1977 

B 3* Ratzeburger See, Domsee, Küchensee 1977 

B 4* Ihlsee 1978 

B 5* Einfelder See 1979 

B 6* Redingsdorfer See 1979 

B 7* Blunker See 1979 

B 8* Neversdorfer See 1980 

B 9* Bistensee 1981 

B 10* Wittensee 1981 

B 11* Langsee 1981 

B 12* Garrensee 1981 

B 13* Hemmelsdorfer See 1981 

B 14* Mözener See 1982 

B 15* Postsee 1982 

B 16* Bornhöveder Seenkette 1982 

B 17* Bothkamper See 1982 

B 18* Dobersdorfer See 1982 

B 19* Schwansener See 1983 

B 20* Sankelmarker See 1983 

B 21* Nortorfer Seenkette 1984 

B 22* Dieksee 1984 

B 23* Hohner See 1985 

B 24 Bordesholmer See 1987 10,20 

B 25* Passader See 1988 

B 26 Kronsee und Fuhlensee 1988 10,20 

B 27 Südensee 1989 10,20 

B 28 Lanker See 1989 10,20 

B 29 Gudower See / Sarnekower See 1989 10,20 

B 30 Schluensee 1993 10,20 

B 31 Selenter See 1993 10,20 

B 32 Die Seen der oberen Schwentine 1993 12,80 

B 33 Schaalsee 1994 15,30 

B 34 Dobersdorfer See 1995 10,20 

B 35 Großer Segeberger See 1995 10,20 

B 36 Die Möllner Seenkette 1995 10,20 

B 37 Seenkurzprogramm 1991 - 1992 

Behlendorfer See, Culpiner See, Grammsee, Griebeler See, 

Klüthsee, Krummsee, Lankauer See, Middelburger See, Nehmser 

See, Seedorfer See, Wittensee 

1995 12,80 

B 38 Ihlsee 1996 10,20

NR. BEZEICHNUNG AUSGABE PREIS / € 

B 39 Seenkurzprogramm 1993 

Großer und Kleiner Benzer See, Dörpumer Mergelkuhlen, Großensee, 

Havetofter See, Seekamper See 

B 40 Lankauer See 


Borgdorfer See, Großer Pönitzer See, Grebiner See, 

Stocksee, Suhrer See, Vierer See 

B 42 Grammsee 


Ankerscher See, Itzstedter See, Langsee, Lustsee, Neukirchener 

See, Poggensee, Schwonausee, Süseler See, Taschensee 

B 44 Empfehlungen zum integrierten Seenschutz 

B 45 Wardersee 


Börnsee, Hemmelsdorfer See, Muggesfelder See, Passader 

See, Waldhusener Moorsee 

B 47 Seenbewertung in Schleswig-Holstein 

Erprobung der „Vorläufigen Richtlinie für die Erstbewertung 

von natürlich entstandenen Seen nach trophischen Kriterien“ 

der LAWA an 42 schleswig-holsteinischen Seen 


Arenholzer See, Brahmsee, Wardersee, Selker Noor, Haddebyer 

Noor, Hemmelmarker See, Klenzauer See 

B 49 Großer Plöner See 


Bordesholmer See, Bültsee, Gammellunder See, Owschlager 

See, Schülldorfer See, Winderatter See, Wittensee 

B 51 Die Ratzeburger Seen 

B 52 Seenkurzprogramm 1999/2000 

Einfelder See, Garrensee, Holzsee, Kleiner Pönitzer See, Schierensee 

(Grebin), Trammer See, Tresdorfer See, Wielener See 


Bottschlotter See, Fastensee, Großer Schierensee, 

Kleiner Schierensee, Schöhsee, Sehlendorfer Binnensee 

* Bericht vergriffen 

1996 10,20 

1996 10,20 

1997 10,20 

1997 10,20 

1999 12,80 

1999 -- 

1999 10,20 

1999 10,20 

2000 10,20 

2000 12,80 

2001 10,20 

2001 12,80 

2002 10,20 

2002 12,80 

2003 10,20 

B 54 Kleiner Plöner See 2004 7,80 

B 55 Seen der Schwentine 

Stendorfer See, Sibbersdorfer See, Großer Eutiner See, Kellersee, 

Dieksee, Behler See, Schwentinesee, Lanker See 

2006 10,20

Seen der Schwentine - Landesamt für Landwirtschaft, Umwelt und ...

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