HAMBURGS BADEGEWÄSSER BADEGEWÄSSERPROFIL … · 2019. 11. 21. · zwischen "ausgezeichnet" (3...

HAMBURGS BADEGEWÄSSER

BADEGEWÄSSERPROFIL

ÖJENDORFER SEE

Badegewässerprofil gemäß §6 und Anlage 3 der Hamburger Badegewässerverordnung (Verordnung über die Qualität und die Bewirtschaftung der Badegewässer vom 26.02.2008)

Stand: September 2019

Herausgeber:

Freie und Hansestadt Hamburg Behörde für Umwelt und Energie1 Amt für Wasser, Abwasser und Geologie Abteilung Wasserwirtschaft www.hamburg.de/badegewaesser

Fachliche Bearbeitung:

KLS-Gewässerschutz Konzepte, Lösungen, Sanierungen im Gewässerschutz Dr. Jürgen Spieker Neue Große Bergstraße 20, 22767 Hamburg www.kls-gewaesserschutz.de

Aktualisierung 2019:

TerraInform Geoconsulting und Wassermanagement Sprenger & Ingenpaß Partnerschaft Stiftstraße 20, 20099 Hamburg www.terrainform.de

Titelbild: Markus Scholz

1 bis 2015: Behörde für Stadtentwicklung und Umwelt (BSU)

http://www.hamburg.de/badegewaesser

http://www.kls-gewaesserschutz.de/

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Öjendorfer See – Badegewässerprofil gemäß Artikel 6 Hamburger Badegewässerverordnung

Herausgeber: Behörde für Umwelt und Energie, Amt für Wasser, Abwasser und Geologie Fachliche Bearbeitung: KLS-Gewässerschutz

Inhaltsverzeichnis Seite

0 Veranlassung ................................................................................................................. 1

1 Allgemeine Angaben, Stammdaten ........................................................................... 3

2 Einstufung und Bewertung der Badegewässerqualität ......................................... 5

2.1 Einstufung des Badegewässers .............................................................................. 5

2.2 Überprüfung und Aktualisierung des Badegewässerprofils ............................. 6

2.3 Übersicht der ermittelten Perzentilwerte der mikrobiologischen Parameter 6

3 Beschreibung, Verschmutzungsursachen und Gefahrenbewertung ................... 7

3.1 Beschreibung der relevanten physikalischen, hydrologischen und geografischen Eigenschaften .......................................................................................... 7

3.1.1 Allgemeine Beschreibung der relevanten physikalischen, hydrologischen und geografischen Eigenschaften .............................................................................. 9

3.1.2 Besondere Beschreibung der physikalischen, hydrologischen und geografischen Eigenschaften .................................................................................... 10

3.1.3 Uferbeschaffenheit des Öjendorfer Sees ................................................... 11

3.2 Ermittlung und Bewertung der Verschmutzungsursachen, die das Badegewässer und die Gesundheit der Badenden beeinträchtigen könnten ...... 18

3.3 Bewertung der Gefahr der Massenvermehrung von Cyanobakterien ........... 20

3.4 Bewertung der Gefahr einer Massenvermehrung von Makrophyten, Makroalgen und Phytoplankton .................................................................................... 21

3.5 Angaben für den Fall, dass die Bewertung nach 3.2 die Gefahr einer kurzzeitigen Verschmutzung erkennen lässt ............................................................. 23

4 Karten

4.1 Umgebungskarte

4.2 Luftbild

5 Sonstige relevante Informationen

5.1 Aktuelle Untersuchung der Sommersituation (2015)

5.2 Langjährige Untersuchung der Wintersituation (1999–2019)

5.3 Daten aus der Badegewässerüberwachung (2007–2018)

5.4 Literatur

Öjendorfer See – Badegewässerprofil gemäß Artikel 6 Hamburger Badegewässerverordnung 1


0 Veranlassung

Im Jahr 2008 ist in Hamburg die neue Badegewässerverordnung (FHH, 2008) in Kraft getreten, die der Umsetzung der EG-Badegewässerrichtlinie (EG, 2006) aus dem Jahr 2006 dient. Nach §1 bestimmt die Badegewässerverordnung "die Anforderungen an die Überwachung und Einstufung der Qualität von Badegewässern, die Bewirtschaftung der Badegewässer hinsichtlich ihrer Qualität und die Information der Öffentlichkeit über die Badegewässerqualität. Sie dient damit dem Schutz der Umwelt und der Gesundheit des Menschen".

Hamburg hat bisher 14 EG-Badegewässer gemeldet, darunter auch den Öjendorfer See. Für alle EG-Badegewässer mussten gemäß Artikel 6 und Anlage 3 der Badegewässerverordnung sogenannte "Badegewässerprofile" erstellt werden. Die Badegewässerprofile sollen eine Beschreibung des Gewässers darstellen und Hinweise auf mögliche Verschmutzungsursachen sowie auf die Gefahr einer Massenvermehrung von Phytoplankton (Schwebalgen) und insbesondere von Cyanobakterien (Blaualgen) liefern.

Mit dem vorliegenden Bericht erfolgt die Erstellung des Badegewässerprofils für den Öjendorfer See. Der Bericht orientiert sich formal am Entwurf der "Arbeitshilfe für die Erstellung von Badegewässerprofilen nach Artikel 6 der EG-Badegewässerrichtlinie" des Bund-Länder-Arbeitskreises Badegewässer (BLAK, 2007). Die Bewertung der Badegewässer anhand der mikrobiologischen Parameter sowie Angaben zu den allgemeinen Stammdaten des Gewässers (Kapitel 1 und 2) erfolgt durch die zuständige Behörde des Landes Hamburg. Die Datenzusammenstellung und Bewertung der physikalischen, geographischen, hydrologischen und limnologischen Parameter sowie die Einschätzung der Gefahr einer Massenvermehrung von Cyanobakterien sowie Makrophyten und Makroalgen und die Erstellung der Karten (Kapitel 3 und 4) wurden vom Büro KLS-Gewässerschutz vorgenommen. Das Kapitel 5 enthält eine Zusammenstellung aktueller und langjähriger Untersuchungen zum Gewässer.

Das Aktualisierungs-Intervall der Badegewässerprofile richtet sich nach der Qualitätseinstufung der Badegewässer und ist in Anlage 3 der Hamburger Badegewässerverordnung geregelt (Abbildung 1). Hiernach müssen die Badgewässerprofile von Badegewässern die als "gut", "ausreichend" oder "mangelhaft" eingestuft sind regelmäßig aktualisiert werden (bei "gut" alle 4 Jahre, bei "ausreichend" alle 3 Jahre und bei "mangelhaft" alle 2 Jahre). Badegewässer



die als "ausgezeichnet" eingestuft sind, müssen erst aktualisiert werden, wenn sich die Einstufung in "gut", "ausreichend" oder "mangelhaft" ändert.

Abbildung 1: Auszug aus der Hamburger Badegewässerverordnung (Verordnung über die Qualität und die Bewirtschaftung der Badegewässer) vom 26. Februar 2008 (Anlage 3)



1 Allgemeine Angaben, Stammdaten

Tabelle 1: Allgemeine Angaben zum Öjendorfer See

Feststellung, Bewertung Anmerkungen, Kommentare

Name des Gewässers Öjendorfer See Name des Badegewässers1

Öjendorfer See

ID Nummer DEHH_PR_5900_102131001 DEHH_PR_5900_102131002

Öjendorfer See; Badestelle Nord Öjendorfer See; Badestelle Süd

NUTS-Code R12000000102131001 R12000000102131002

Öjendorfer See; Badestelle Nord Öjendorfer See; Badestelle Süd

Profil erstellt am Februar 2012, aktualisiert September 2019

Verantwortlich für das Profil

Behörde für Umwelt und Energie

Erreichbarkeit: Behörde für Umwelt und Energie Amt für Wasser, Abwasser und Geologie Abteilung Wasserwirtschaft Frau Stefanie Schäfermeyer-Gomm Tel.: 040 / 428 40 - 3579 [email protected]

Eigentümer/in des Gewässers bzw. des Badegewässers

Behörde für Umwelt und Energie, Stadtgrün

Unterhaltungspflichtiger/e der Badestelle

Bezirksamt Hamburg-Mitte Erreichbarkeit: Bezirksamt Hamburg-Mitte Fachamt Gesundheit Tel.: 040 / 428 54 – 46 45 [email protected]

Unterhaltungspflichtiger/e des Sees

Bezirksamt Hamburg-Mitte

Erreichbarkeit: Bezirksamt Hamburg-Mitte Fachamt Management des öffentlichen Raumes Tel.: 040 / 42854 – 3471 [email protected]

Betreiber/in des Badegewässers

Bezirksamt Hamburg-Mitte Erreichbarkeit: s.o.

Bundesland Hamburg Zuständige Behörde Behörde für Umwelt und

Energie; Bezirksamt Hamburg-Mitte Fachamt Gesundheit

Erreichbarkeit: s.o.

EU-Anmeldung(en) am 1990 EU-Abmeldung(en) am

1 Der Begriff des "Badegewässers" bezeichnet in der Badegewässerrichtlinie den im allgemeinen Sprachgebrauch "Badestelle" genannten Abschnitt eines Gewässers. Demgegenüber bezieht sich der Begriff des Gewässers auf das gesamte Oberflächen-gewässer. Im Einzelfall kann das Badegewässer mit dem Gewässer deckungsgleich sein, etwa bei sehr kleinen Seen.



Gewässerkategorie Weitere Beschreibung des Badegewässers

! Fluss " See ! Übergangsgewässer ! Küstengewässer ! natürlich ! erheblich verändert " künstlich

Flacher, ungeschichteter Baggersee. Entstehung 1925–1929 durch Kies und Sandabbau, nach dem zweiten Weltkrieg Schuttdeponie, seit 1945 Durchstichgraben zum Schleemer Bach.

Lage des Badegewässers Rechts: 3575 875 / 497 Hoch: 5936 989 / 464 (Badeplatz Nord / Süd)

Lage der Überwachungsstelle: Badeplatz Nord, Badeplatz Süd

Länge des Strandes bzw. des Uferabschnitts (m)

80 m Sandstrand 50 m Sandstrand

Badestelle Nord Badestelle Süd

Seefläche 455.600 m2 Wassertiefe Maximal: 3,4 m

Mittel: 1,8 m



2 Einstufung und Bewertung der Badegewässerqualität

Die Einstufung und Bewertung der Badegewässerqualität erfolgt anhand der Untersuchungsergebnisse aus den letzten vier Badesaisons (mindestens 16 Untersuchungstermine). Relevante Parameter sind die Keimzahlen von Intestinalen Enterokokken und Escherichia coli (Fäkalkeime) im Gewässer. Je nach Einhaltung der in Anlage 1 der Badegewässerverordnung angegebenen Grenzwerte wird zwischen "ausgezeichnet" (3 Sterne), "gut" (2 Sterne), "ausreichend" (1 Stern) und "schlecht" (kein Stern) unterschieden. Erfolgt auf Grund von kurzzeitigen Verschmutzungen, Blaualgen oder sonstigen Ursachen eine Sperrung des Gewässers, ist dies ebenfalls mit den hierfür vorgesehenen Symbolen (EU, 2011) zu kennzeichnen.

2.1 Einstufung des Badegewässers

Die Auswertung der mikrobiologischen Parameter (Tabelle 3) ergibt für den Öjendorfer See, Badestelle Süd für den Zeitraum 2015–2018 eine ausgezeichnete Badegewässerqualität. Für den Öjendorfer See, Badestelle Nord ergibt die Auswertung der mikrobiologischen Parameter (Tabelle 3) für den Zeitraum 2015–2018 eine gute Badegewässerqualität.

Tabelle 2: Einstufung Öjendorfer See

Zeitraum Einstufung

2015–2018 Badestelle Nord

2015–2018 Badestelle Süd

gute

Badegewässerqualität

ausgezeichnete




gute


ausgezeichnete




gute Badegewässerqualität

ausgezeichnete Badegewässerqualität



2.2 Überprüfung und Aktualisierung des Badegewässerprofils

Die Häufigkeit der Aktualisierung ergibt sich aus den Vorgaben in Anlage 3 der Hamburger Badegewässerverordnung (Abbildung 1). Eine Aktualisierung des Badegewässerprofils für den Öjendorfer See ist nur bei einer Änderung der Einstufung erforderlich.

2.3 Übersicht der ermittelten Perzentilwerte der mikrobiologischen Parameter

Tabelle 3: Übersicht der ermittelten Perzentilwerte für den Öjendorfer See

Zeitraum Escherichia coli Intestinale Enterokokken

95-Perzentil 90-Perzentil 95-Perzentil 90-Perzentil



779,82

116,92

487,02

86,41

102,37

21,59

75,19

20,14

2014–2017 Badestelle Nord 2014–2017 Badestelle Süd

981,92 108,64

622,95 80,96

122 25,38

86,84 22,7

2013–2016 Badestelle Nord 2013–2016 Badestelle Süd

966,82 75,42

592,62 58,93

162,13 42,79

105,94 32,69



3 Beschreibung, Verschmutzungsursachen und Gefahrenbewertung

3.1 Beschreibung der relevanten physikalischen, hydrologischen und geografischen Eigenschaften

Lage Der Öjendorfer See liegt im Osten Hamburgs im Bezirk Hamburg-Mitte (Stadtteil Billstedt) und befindet sich im Bereich der nördlichen Geestplatte zwischen Billemarsch und Alsterbecken. Der See liegt auf dem Gelände des Öjendorfer Parks. Die Nordspitze des Sees ist durch einen mit Röhricht bewachsenen Damm vom übrigen Wasserkörper abgetrennt. Dieser Bereich dient als Absetzbecken, in dem partikuläre Substanzen aus dem Schleemer Bach sedimentieren können. Im Westen grenzt der Öjendorfer Friedhof an den See, im Norden verläuft die Autobahn A24, im Osten die A1. Eine Umgebungskarte findet sich in Kapitel 4.1.

Entstehung Ursprünglich wurde das Gelände des Sees landwirtschaftlich genutzt. Von 1925 bis 1929 wurde es jedoch auf 10–12 m Tiefe ausgegraben, um die Horner Marsch mit dem gewonnenen Sand und Kies aufzuhöhen. Die Grube diente nach dem Ende des Zweiten Weltkriegs dazu, den Schutt der zerstörten Stadtteile im Osten Hamburgs zu deponieren. 1954 wurde in der Nordspitze ein Durchstichgraben zum Schleemer Bach angelegt und die Grube mit Wasser gefüllt. Seither dient der Öjendorfer See als Rückhaltebecken für den Schleemer Bach.

Morphometrie Vom Öjendorfer See liegt eine Tiefenkarte aus dem Jahr 1990 vor (Abbildung 2). Der Öjendorfer See hat eine Fläche von etwa 45 ha, eine maximale Tiefe von 3,4 m und eine mittlere Tiefe (Volumen/Fläche) von 1,8 m. Mit einem Tiefengradient von 0,6 ist der Öjendorfer See ungeschichtet (< 1,5 = ungeschichtet, ≥ 1,5 = geschichtet), es handelt sich also um einen polymiktischen See. Die bekannten morphometrischen Daten sind in Tabelle 4 zusammengestellt.

Nutzung Am See befinden sich zwei Badestellen, eine im Nordosten und die andere im Südosten. Der Nordteil des Sees ist als Vogelschutzgebiet ausgewiesen und für die Freizeitnutzung gesperrt. Der Öjendorfer See wird seit 1988 von der “Interessengemeinschaft zum Schutz und zur Förderung der einheimischen Fischfauna e.V.“ betreut. Im Gewässer soll ein standortgerechter, ökologisch wertvoller Fischbestand etabliert werden. Durch die Ansiedlung und Vermehrung gefährdeter einheimischer Arten sollen Besatzfische für Wiederansiedelungs-maßnahmen in anderen Hamburger Gewässern herangezogen werden.



Trophie Die Trophieeinstufung aus dem Jahr 2015 (siehe aktuelle gewässerökologische Untersuchung in Kapitel 5.1) ergab für den Öjendorfer See einen eutrophen Referenz-Zustand und einen eutrophen (e1) Ist-Zustand.

Tabelle 4: Morphometrische Daten des Öjendorfer Sees

Größte Länge 1.330 m Größte Tiefe 3,4 m

Größte Breite 510 m Mittlere Tiefe 1,8 m

Seeoberfläche 455.600 m² Tiefengradient 0,6

Seevolumen 805.000 m3 Uferlänge 3.340 m

Abbildung 2: Tiefenkarte des Öjendorfer Sees (KEMMERICH & KAUSCH, 1991).



3.1.1 Allgemeine Beschreibung der relevanten physikalischen, hydrologischen und geografischen Eigenschaften

Tabelle 5: Allgemeine Beschreibung der relevanten physikalischen, hydrologischen u. geografischen Eigenschaften des Öjendorfer Sees.

Parameter Feststellung, Bewertung Anmerkungen, Kommentare Badeplatz Nord Badeplatz Süd

Lufttemperatur

Jahr: langjähriges Mittel (1981–2010) Langjähriges Mittel Mai: 12,9 °C Langjähriges Mittel Juni: 15,6 °C Langjähriges Mittel Juli: 18,1 °C Langjähriges Mittel August: 17,6 °C

Daten des Deutschen Wetterdienstes (DWD) für die Station Hamburg-Fuhlsbüttel (siehe www.dwd.de)

Wassertemperatur

Jahr: 2008–2018 Max: 25,0 °C Min: 9,0 °C Mittel: 18,6 °C

Jahr: 2008–2018 Max: 25,0 °C Min: 9,2 °C Mittel: 18,7 °C

Messungen aus der behördlichen Badegewässer-überwachung zwischen Ende April und Mitte September (siehe Kapitel 5.3)

pH-Wert

Jahr: 2008–2018 Max: 9,9 Min: 7,4 Mittel: 8,2

Jahr: 2008–2018 Max: 9,0 Min: 7,4 Mittel: 8,3

Messungen aus der behördlichen Badegewässer-überwachung zwischen Ende April und Mitte September (siehe Kapitel 5.3)

Transparenz des Badegewässers

Jahr: 2008–2018 Max: >2 m Min: <1 m Mittel: -

Jahr: 2008–2018 Max: >2 m Min: <1 m Mittel: -

Abschätzung (ohne Sichtscheibe) im Rahmen der behördlichen Badegewässer-überwachung zwischen Ende April und Mitte September (siehe Kapitel 5.3)

Leitfähigkeit

Jahr: 1999–2019 Max: 703 µS/cm Min: 500 µS/cm Mittel: 629 µS/cm

Messung im Rahmen der langjährigen Untersuchung der Wintersituation (BIOPLAN, 2019) (siehe Kapitel 5.2)

Salzgehalt Süßwasser: < 0,5 o/oo

Natürlicher Nährstoffgehalt Referenz-Zustand LAWA-Trophiebewertung

! oligotroph ! mesotroph ! eutroph I " eutroph II ! polytroph ! polytroph II

Einstufung nach Gewässermorphometrie (KLS, 2016) (siehe Kapitel 5.1)

Gemessener Nährstoffgehalt Ist-Zustand LAWA-Trophiebewertung

! oligotroph ! mesotroph " eutroph I ! eutroph II ! polytroph ! polytroph II

Einstufung basiert auf Daten von 2015 (KLS, 2016) (siehe Kapitel 5.1)

Wassererneuerung

! See ohne Zufluss " See mit Zufluss ! Tidengewässer ! Fließgewässer " Grundwasserdurchströmung

Keine genaueren Daten zur Grundwasserdurchströmung vorhanden



Wasseraustausch-zeit

! ≤ 30 Tage " > 30 Tage

Keine genaueren Daten zur Grundwasserdurchströmung vorhanden

3.1.2 Besondere Beschreibung der physikalischen, hydrologischen und geografischen Eigenschaften

Tabelle 6: Besondere Beschreibung der physikalischen, hydrologischen u. geografischen Eigenschaften des Öjendorfer Sees.

Parameter Feststellung, Bewertung Anmerkungen, Kommentare

Höhenlage des Badegewässers Tiefland: < 200 m

Größe (Oberfläche) des Einzugsgebietes

sehr klein bis klein: < 24,4 km2

Das gesamte EZG des Schleemer Baches beträgt ca. 24,5 km2. Genaue Angaben über die EZG-Größe oberhalb d. Öjendorfer Sees liegen nicht vor.

Geologie des Badegewässers bzw. seines engeren Umfelds - sandig - Geest

Morphologie des Badegewässers

Beschaffenheit des Untergrunds und des Substrats Struktur des Uferbereichs

Gewässersohle: in den Ufer-bereichen überwiegend sandig, teilweise mit viel Detritus. In tieferen Bereichen mit Schlammauflage Uferstruktur: im nordöstlichen Bereich naturnah, im südöstlichen Teil sowie im Südwesten überwiegend jedoch stark verändert – siehe Kapitel 3.1.3.

Sedimentuntersuchungen Sommer 2009 (KLS, 2010): Badestelle Nord Wasseranteil: 73,4 % OS Mineralischer Feststoff: 23,1 % OS Organischer Feststoff: 3,5 % OS Phosphorgehalt: 0,6 mgP/gTG Badestelle Süd Wasseranteil: 87,8 % OS Mineralischer Feststoff: 9,5 % OS Organischer Feststoff: 2,7 % OS Phosphorgehalt: 1,1 mgP/gTG

Homogenität des Wasserkörpers

- relativ homogen - ungeschichtet

Tiefe des Wasserkörpers mittlere Tiefe: 1,8 m maximale Tiefe: 3,4 m

Tiefenkarte liegt vor. (KEMMERICH & KAUSCH, 1991) Siehe Kapitel 3.1, Abbildung 2.

Wasserspiegelschwankungen nicht bekannt Es liegen keine Daten vor, kein Pegel vorhanden



3.1.3 Uferbeschaffenheit des Öjendorfer Sees

Am 01.04.2009 wurde anhand einer Begehung die Uferbeschaffenheit des Öjendorfer Sees aufgenommen. Dabei wurden die Struktur der Uferbereiche, die Beschaffenheit der Gewässersohle im Uferbereich sowie mögliche Belastungsquellen für den See ermittelt. Die Ufer des Öjendorfer Sees wurden dabei in 8 Abschnitte eingeteilt und im Zusammenhang mit den vorliegenden Biotoptypenkarten ausgewertet (Abbildung 3). Die Ergebnisse sind der Tabelle 7 zu entnehmen.

Der Öjendorfer Park hat eine Fläche von 60 ha und umgibt den Öjendorfer See. Das Parkgelände wird im Osten durch die A1 und im Norden durch das Verbindungsstück A24 begrenzt. Im Norden befindet sich ein Vogelschutzgebiet und im Westen liegt der Öjendorfer Friedhof. Der Öjendorfer See erstreckt sich in einer länglichen Form in Nord-Süd-Richtung. Das Westufer verläuft relativ geradlinig und wird von einem Weg begleitet. Das Ostufer bildet einen Bogen. Angrenzend an das Ostufer befinden sich ausgedehnte Rasenliegeflächen. Die Ufervegetation am Öjendorfer See ist im nördlichen Teil des Sees (Abschnitte 6, 7 und 8) als naturnah anzusprechen. Dichte Schilfbestände sind prägend für diesen Bereich, welcher auch als Vogelschutzgebiet ausgewiesen ist. Im westlichen Teil befinden sich vor allem Baum- und Gebüschbestände (Abschnitt 4 und 5). Der Uferbereich im südöstlichen Teil ist geprägt durch die Rasenflächen, die teils bis an das Ufer heranreichen (Abschnitt 1, 2 und 3). Die Ufer im Öjendorfer See fallen relativ steil ab, mit Ausnahme der Badestellen und der Südspitze, hier finden sich flache Uferabschnitte. Weiterhin befinden sich drei natürliche kleine Inseln im See und eine künstlich angelegte Insel im Vogelschutzgebiet. Wasserpflanzen sind im ganzen See reichlich vorhanden. Die Gewässersohle in den Uferbereichen ist überwiegend sandig.



Abbildung 3: Biotoptypen (Stand 2000) und am 01.04.2009 untersuchte Uferabschnitte des Öjendorfer Sees (Abschnitt 1 – 8).



Tabelle 7: Uferbeschaffenheit des Öjendorfer Sees, Begehung am 01.04.2009.

Abschnitt Biotoptyp Stand 2006

Beschreibung u. -bewertung des Ufer-Streckenabschnitts

am 01.04.2009

Foto

1 (ca. 80 m

lang)

Badestelle Ost, EPI: intensiv gepflegte Parkanlage

Struktur des Uferbereiches: Sandstrand, angrenzend bereits wieder junge, lichte Grasnarbe Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Sand, oben befindet sich dünne, helle Sandschicht (oxidierende Prozesse), darunter schwarzgraue Sandschicht (reduzierende Bedingungen) Belastungsquellen: Badenutzung, viele Wasservögel und Vogelkot (Vögel können lokal zu fäkalen Verunreinigungen beitragen)

2 a (ca. 355 m lang)

EPI: intensiv gepflegte Parkanlage,

HFZ: sonstige feuchtes Weidengebüsch,

Struktur des Uferbereiches: Schilfgürtel (ca. 3-5 m breit) mit Gehölzen, Trampelpfade und einige kleinere freie Buchten, angrenzend Wiese Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Sand und grober Kies Sonstiges: im nördlichen Teil des Abschnittes kleiner sumpfiger Bereich





am 01.04.2009

Foto

2 b (ca. 233 m lang)

HGM: naturnahes Gehölz mittlerer Standorte

Struktur des Uferbereiches: Ufer befestigt mit alten Holzfaschinen und Netz, angrenzend Weg, dann steil ansteigendes Wäldchen, etwa mittig DLRG-Hütte, Uferzugang durch Treppe mit Steinquadergranit Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Sand und grober Kies

3 (ca. 318 m lang)

Badestelle Süd: Sandstrand HGM: naturnahes Gehölz mittlerer Standorte

Struktur des Uferbereiches: an den See direkt angrenzende Liegewiese (stark abfallend) und Strand (mit Grillplatz), oberhalb Kiosk, Rasenfläche bis ans Wasser reichend mit kleiner Abbruchkante, Uferneigung: mittel bis steil Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Sand, wenig Laubstreu Belastungsquellen: Badenutzung, viele Wasservögel und Vogelkot (Vögel können lokal zu fäkalen Verunreinigungen beitragen)





am 01.04.2009

Foto

4 (ca. 983 m lang)

EPI: intensiv gepflegte Parkanlage HGF: naturnahes Gehölz feuchter bis nasser Standorte FBS: aufgestauter Bachabschnitt FBR: Bach, weitgehend naturnah SEG: angelegte Kleingewässer, naturnah, nährstoffreich WMS: Buchenwald basenarmer Standorte

Struktur des Uferbereiches: oberhalb an Friedhofsumzäunung, verläuft Weg; seewärts steile Böschung mit Bäumen (Breite: 2-5 m), am Ufer hauptsächlich große Bäume, wenig Büsche, nur selten kleine Schilfhorste, Uferneigung: steil, mit Abbruchkanten, freigespülte Baumwurzeln Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Sand, Schotter, Laub Belastungsquelle: etwa mittig Zulauf vom Teich im Verlauf des Schleemer Baches (massive Brücke mit Spundwänden) Sonstiges: am Ende des Abschnitts Ablauf aus dem See über Wehr, starke Strömung

5

(ca. 348 m lang)

WCM: Eichen-Hainbuchenwald mittlerer bis trockener Standorte, WMS: Buchenwald basenarmer Standorte, EPI: intensiv gepflegte Parkanlage, AKF: Halbruderale Gras- u. Staudenflur feuchter Standorte, AKM:

Struktur des Uferbereiches: Bereich nicht mehr abgezäunt, überall Zugang zum Wasser, Gebüsch, Schilfhorste, vereinzelt größere Bäume, Betonplattform mit angrenzender schräger Booteinsatzstelle, Uferneigung: steil Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Sand, Schotter, Laub Belastungsquellen: Uferzugänge





am 01.04.2009

Foto

Halbruderale Gras- u. Staudenflur mittlerer Standorte

6 (ca. 266 m lang)

EPI: intensiv gepflegte Parkanlage, SEZ: sonstig. naturnahes, nährstoffreiches Kleingewässer, WXH: Laubforst aus heimischen Arten, BNA: Einzelanwesen, Gehöft

Struktur des Uferbereiches: schmaler Schilfgürtel mit Weiden am Ufer des Vorbeckens, Abzäunung wassernah: alter Zaun (Holzpfähle und Schafsdraht), Abzäunung wasserfern: neuer Zaun (grüner Metallgitterzaun), Damm zwischen Vorbecken und See mit Schilf bewachsen, Breite ca. 4-5 m mit ca. 1-2 m breiten Lücken, im Westen mündet der Zulauf vom Schleemer Bach, seenaher Bereich mit großen Steinen und Kopfsteinpflaster befestigt, seeferner Bereich mäandrierend, schmal (60 cm) stehendes Wasser; Uferneigung: flach Belastungsquellen: Zulauf des Schleemer Bachs (bei hoher Wasserführung des Schleemer Bachs gelangt Wasser über Graben in den See) Sonstiges: Vogelschutzgebiet

7 (ca. 137 m lang)

EPI: intensiv gepflegte Parkanlage, (HFZ: sonstiges feuchtes Weidengebüsch, HGM: naturnahes Gehölz mittlerer

Struktur des Uferbereiches: Abschnitt 7 Teil des Vogelschutzgebiets, schmaler Schilfgürtel und Baumbestand, dahinter steil ansteigender Rasenfläche Sonstiges: Vogelschutzgebiet





am 01.04.2009

Foto

Standorte)

8 (ca. 410 m lang)

EPI: intensiv gepflegte Parkanlage, NRS: Schilf-Röhricht, WXH: Laubforst aus heimischen Arten

Struktur des Uferbereiches: Beginn mit grünem Metallgitterzaun, restliche Fläche mit Maschendrahtzaun abgezäunt, breiter Schilfgürtel (Luftbild), dahinter Wäldchen Sonstiges: Vogelschutzgebiet



3.2 Ermittlung und Bewertung der Verschmutzungsursachen, die das Badegewässer und die Gesundheit der Badenden beeinträchtigen könnten

Die Ermittlung und Bewertung von Verschmutzungsursachen, die den Öjendorfer See und die Gesundheit der Badenden beeinträchtigen können, sind in den folgenden Tabellen zusammengefasst. Die relevanteste Belastung für den See wird vermutlich das hohe Aufkommen von Wasservögeln (Vogelschutzgebiet) sein, infolge dessen es zu einem erhöhten Eintrag von Nährstoffen und Fäkalien kommt. Weitere Belastungsquellen sind die Bade- und Freizeitnutzung sowie die intensive Pflege der Parkanlage (Abschwemmungen von Schnittgut, Laub etc.) selbst. Darüber hinaus können bei Starkregenereignissen (Hochwasser) über den Zulauf des Schleemer Baches Schwebstoffe, Nährstoffe, Keime und Schadstoffe, die aus der Oberflächenentwässerung im Oberlauf des Schleemer Baches und der angrenzenden Autobahn stammen, in den Öjendorfer See eingetragen werden (siehe FHH, 2004).

Tabelle 8: Zuflüsse und Einleitungen in den Öjendorfer See.

Zuflüsse Beschreibung, Erläuterung Bewertung

Oberirdische Zuflüsse ja Der Schleemer Bach entwässert bei Hochwasser in den Öjendorfer See.

Negativ

Grundwasser Beschreibung, Erläuterung Bewertung

Grundwassereintritt in den See ja

Der Öjendorfer See wird vermutlich durch Quellen im Seeboden und aus oberirdischen Quellzuflüssen mit Grundwasser gespeist.

Vermutlich nicht relevant. Keine genaueren Daten zur Grundwasserdurchströmung vorhanden.

Einleitungen Beschreibung, Erläuterung Bewertung

Oberirdische Einleitungen nein Es sind keine Einleitungen in den See vorhanden. Positiv

Sonstiges ja

Abschwemmungen von angrenzenden Rasenflächen bei Regen in einigen Teilbereichen möglich.

Negativ



Tabelle 9: Nutzungen im Einzugsgebiet, Freizeitaktivitäten und Besonderheiten im Öjendorfer See.

Nutzung und Zustand des Umlands im Einzugsbereich Beschreibung / Erläuterung Bewertung

Ackerflächen ja

Teilweise werden umliegende Flächen landwirtschaftlich genutzt. Beeinträchtigung des Sees durch Nährstoffzufuhr über den Zufluss des Schleemer Bachs möglich

Negativ

Wohngebiet ja In der Umgebung des Sees befindet sich bebautes Gebiet

Nicht relevant bzw. es wird keine negative Beeinträch-tigung des Sees vermutet

Uferrandstreifen ja In Teilbereichen sind breite Schilf- und Röhrichtgürtel oder Gebüsch vorhanden

Das Vorhandensein von Uferrandstreifen wird als positiv bewertet

Sonstiges: Freizeitaktivitäten

Baden ja

Zwei Badestellen befinden sich am Öjendorfer See. Zur Badesaison sind Toiletten vorhanden.

Die Konzentrierung der Badenutzung wird als positiv bewertet

Wassersport (Segeln, Motorboote) nein Es findet keine

Wassersportnutzung im See statt Positiv

Fischerei / Angelsport nein

Das Angeln im Öjendorfer See ist ganzjährig verboten. Eine Fischwilderei kann jedoch nicht ausgeschlossen werden.

Positiv

Sonstige: Parkanlage ja Parkneuanlage um den gesamten See herum mit Wegenetz

Nicht relevant bzw. es wird keine negative Beeinträch-tigung des Sees vermutet

Sonstiges

Vogelaufkommen mit Auswirkungen auf das Gewässer

Hohes Vogelaufkommen. Dadurch erhöhter Eintrag von Näherstoffen und Vogelexkrementen, was zu einer möglichen Keimbelastung des Badegewässers führen kann.

Negativ v.a. für Badenutzung

Fischbesatz

Fischbesatz: Flussbarsch, Rotfeder, Rotauge, Hecht, Schleie, Aal, Quappe, außerdem Einzelnachweise von Karpfen, Bitterling, Gründling, Dreistachliger Stichling

Bewertung ist im Rahmen eines zu erstellenden fischereilichen Bewirtschaftungskonzeptes vorzunehmen

Zerkarien häufigeres Zerkarienvorkommen bekannt Negativ

Verunreinigung in Sedimenten (auch länger zurück liegende) - mikrobiologisch - chemisch - Bauschutt - Gerätschaften

Keine Daten zur Sedimentbelastung vorhanden. Da der See nach Krieg mit Kriegsschutt verfüllt wurde, sind Belastungen in tieferen Sedimentschichten anzunehmen

Keine Bewertung möglich, da keine Daten vorhanden

Werden Verunreinigungs-quellen außerhalb des eigenen örtlichen

nein -



Zuständigkeitsgebietes vermutet?

3.3 Bewertung der Gefahr der Massenvermehrung von Cyanobakterien

Bei der behördlichen Badegewässerüberwachung der letzten vier Jahre (2015–2018) wurden geringe bis massenhafte Algenentwicklungen beobachtet (siehe Kapitel 5.3). Bei diesen Untersuchungen handelte es sich aber nur um eine oberflächliche Sichtprüfung, es wurden keine Phytoplanktonproben entnommen und auf Cyanobakterien (Blaualgen) hin ausgewertet. Bei auffälligen Algenblüten werden von der Behörde jedoch Proben entnommen und die Algenzusammensetzung untersucht. Im Jahr 2019 musste der Öjendorfer See am 30. und 31. August wegen Massenentwicklungen von Cyanobakterien gesperrt werden. Im Jahr 2018 war der Öjendorfer See wegen Massenentwicklungen von Cyanobakterien vom 17. Juli bis 31. August gesperrt. Bereits in den Jahren 2010 und 2011 war der Öjendorfer See zeitweise wegen Massenentwicklungen von Cyanobakterien gesperrt.

Eine Gefahr zukünftiger Massenentwicklungen von Cyanobakterien lässt sich anhand der aktuellen limnologischen Untersuchungen der Sommersituation (2015) (siehe Kapitel 5.1) und der langjährigen Untersuchung der Wintersituation (2005–2019) (siehe Kapitel 5.2) abschätzen. Danach stellen sich die Phytoplanktonbiomassen wie folgt dar: Mittel Winterbeprobung 2005–2019 5,86 mm³/L, maximale Biomasse im Sommer 2015 4,3 mm³/L. Cyanobakterien machten teilweise einen erheblichen Anteil des Phytoplanktons aus (maximal 83 % im Sommer 2009, KLS 2010). Blaualgen aus den potentiell toxischen Gattungen Anabaena und Microcystis waren im Phytoplankton vorhanden. Auf Grund der relativ hohen Nährstoffgehalte im Öjendorfer See muss auch für die Zukunft mit einer Massenvermehrung von Cyanobakterien gerechnet werden.

Tabelle 10: Einschätzung der Gefahr von Massenvermehrung von Cyanobakterien.

Befund, Einschätzung, Bewertung

Hinweise, Erklärungen, Kommentare

Beobachtete Wasserblüten durch Cyanobakterien innerhalb der letzten 4 Jahre

! keine ! selten " gelegentlich ! häufig

Bei der behördlichen Badegewässerüberwachung (siehe Kapitel 5.3) wurden immer wieder auffällige Algenentwicklung beobachtet. 2010, 2011, 2018 und 2019 musste der Öjendorfer See zeitweise wegen Massenentwicklungen von Cyanobakterien gesperrt werden.

Die aktuelle limnologische Untersuchung der



Gefahr zukünftiger Massenentwicklungen bei Cyanobakterien

! keine ! gering ! mittel " hoch

Sommersituation (siehe Kapitel 5.1) sowie die langjährige Untersuchung der Wintersituation (siehe Kapitel 5.2) dokumentieren ein relativ hohes Phytoplankton-Biovolumen mit teilweise hohem Anteil an Cyanobakterien. Auf Grund der relativ hohen Nährstoffgehalte im Öjendorfer See muss auch für die Zukunft mit einer Massenvermehrung von Cyanobakterien gerechnet werden.

3.4 Bewertung der Gefahr einer Massenvermehrung von Makrophyten, Makroalgen und Phytoplankton

Makrophyten/Fadenalgen Die Entwicklung von Unterwasserpflanzen (submerse Makrophyten) ist grundsätzlich positiv zu bewerten, da sie gelöste Nährstoffe aus dem Wasser aufnehmen und so das Wachstum des Phytoplanktons (Schwebalgen) einschränken können und damit positiv auf die Wasserqualität wirken (z.B. klares Wasser). Bei übermäßiger Entwicklung von Unterwasserpflanzen können diese sich allerdings störend auf die Nutzungen des Sees auswirken und beispielsweise die Badenutzung oder den Wassersport behindern.

Der Öjendorfer See ist ein nährstoffreiches (eutrophes) Gewässer. Hohe Nährstoffeinträge über den Schleemer Bach und die große Anzahl von Wasservögeln begünstigen generell die Entwicklung von Makrophyten und Phytoplankton.

Bei den limnologischen Untersuchungen im Sommer 2015 (siehe Kapitel 5.1) wurden bis zum Juli größere Bestände von Makrophyten (Potamogeton, Elodea sp. Ranunculus, Ceratophyllum) im Öjendorfer See festgestellt. Ab Juli war ein Absterben der Makrophyten und eine Zunahme der Makroalgen und des Phytoplanktons zu beobachten. Blaualgen aus den potentiell toxischen Gattungen Dolichospermum (ehemals Anabaena) und Microcystis waren im Phytoplankton vorhanden.

Es deutet darauf hin, dass die Entwicklung der Unterwasserpflanzen in fast jedem Jahr ähnlich verläuft. Von April bis Juni entwickelt sich zunächst ein nahezu flächendeckender Bestand an Unterwasserpflanzen. Aufgrund der nur geringen Wassertiefe wachsen die Pflanzen im Juni großflächig in dichten Beständen bis zur Wasseroberfläche. Ab Juli gibt es neben weiterhin wurzelnden Pflanzen dann immer mehr treibende Polster aus abgerissenen Wasserpflanzentrieben vermutlich in Folge des windbedingten stärkeren Wellengangs ab. Auch der Fraßdruck der in großer Anzahl vorkommenden Wasservögel dürfte maßgeblich



zur Schädigung des Bestandes an Unterwasserpflanzen beitragen. Als Folge des Rückganges des Bestandes an Unterwasserpflanzen kommt es ab Juli zu einer verstärkten Phytoplanktonentwicklung, vor allem der für die Badenutzung unerwünschten Blaualgen.

Auf Grund der hohen Nährstoffgehalte sind Massenentwicklungen von Makrophyten und Fadenalgen auch in Zukunft wahrscheinlich.

Phytoplankton Bei der Badegewässerüberwachung der letzten vier Jahre (2015–2018, siehe Kapitel 5.3) wurden geringe bis massenhafte Algenentwicklungen beobachtet. Im Jahr 2019 musste der Öjendorfer See am 30. und 31. August wegen Massenentwicklungen von Cyanobakterien gesperrt werden. Im Jahr 2018 war der Öjendorfer See wegen Massenentwicklungen von Cyanobakterien vom 17. Juli bis 31. August gesperrt. Während der aktuellen Untersuchung der Sommersituation (2015, siehe Kapitel 5.1) lag die Phytoplanktonbiomasse zwischen 0,2 und 4,3 mm³/L, während der langjährigen Untersuchung der Wintersituation (2005–2019, siehe Kapitel 5.2) lag die Phytoplanktonbiomasse im Mittel bei 5,86 mm³/L (0,39-15,70 mm³/L).

Im Öjendorfer See wechseln sich Massenentwicklungen von Makrophyten, Fadenalgen und Phytoplankton ab. Bei der derzeitigen Nährstoffsituation ist auch in Zukunft weiterhin mit Massenentwicklungen von Phytoplankton zu rechnen.

Tabelle 11: Einschätzung der Gefahr einer Massenvermehrung von Makroalgen und Phytoplankton. Art der Belastung Befund,

Einschätzung, Bewertung

Hinweise, Erklärungen, Kommentare

Makrophyten

Makrophyten


In der gewässerökologischen Untersuchung 2015 (siehe Kapitel 5.1) wurden große Bestände von Makrophyten vorgefunden, vor allem fädige Laichkräuter (Potamogeton sp.), daneben auch Wasserpest (Elodea sp.), Wasserhahnenfuß (Ranunculus sp.) und Hornblatt (Ceratophyllum sp.). Aufgrund des eutrophen Zustandes des Sees kann es auch zukünftig zu Massenentwicklungen kommen.

Makroalgen

Makroalgen


Zeitweilig hohes Aufkommen von Makroalgen: Darmtang (Enteromorpha), Wassernetz (Hydrodictyon), „Astalgen“ (Cladophora) (KLS, 2010).



Aufgrund des eutrophen Zustandes des Sees kann es auch zukünftig zu Massenentwicklungen kommen.

Phytoplankton Gefahr zukünftiger Massenentwicklungen von Phytoplankton


In der behördlichen Badegewässerüberwachung (Kapitel 5.3) sowie in der langjährigen Untersuchung der Wintersituation (Kapitel 5.2) und der aktuellen Untersuchung der Sommersituation (Kapitel 5.1) wurden teilweise Phytoplankton-Massenentwicklungen dokumentiert. Aufgrund des eutrophen Zustandes des Sees kann es auch zukünftig zu Massenentwicklungen kommen.

3.5 Angaben für den Fall, dass die Bewertung nach 3.2 die Gefahr einer kurzzeitigen Verschmutzung erkennen lässt

Für den Öjendorfer See ist aufgrund der Bewertung nach 3.2 eine Gefahr einer kurzzeitigen Verschmutzung durch den Zufluss des Schleemer Baches zu erwarten. Bei stärkeren Regenfällen gelangen erhebliche Wassermengen aus der Oberflächenentwässerung der angrenzenden Flächen und der Autobahn in den Oberlauf des Schleemer Baches. Bei Hochwasser erfolgt eine Entlastung des Schleemer Baches in den nördlichen Bereich des Öjendorfer Sees.

Weiterhin können kurzfristig erhöhte Keimzahlen im Wasser durch eine sehr starke Badenutzung oder durch den Eintrag aus Vogelexkrementen auftreten.



Kapitel 4:

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Kapitel 5:

Sonstige relevante Informationen



Kapitel 5.1:

Aktuelle Untersuchung der Sommersituation

(2015)

Das Kapitel "Aktuelle Untersuchung der Sommersituation" enthält das Kapitel 4

(Gewässerökologische Untersuchung 2015) und das Kapitel 5 (Trophische Einstufung) des folgenden Berichtes:

KLS-GEWÄSSERSCHUTZ (2016): Öjendorfer See – Erfassung des gewässerökologischen Zustandes und Machbarkeitsstudie zur Verbesserung der

Wasserqualität. Gutachten im Auftrag der Freien und Hansestadt Hamburg, Behörde für Umwelt und Energie, Amt für Umweltschutz, Gewässerschutz.

Öjendorfer See – Gewässerökologischer Zustand und Machbarkeitsstudie 2015 5

KLS – Konzepte, Lösungen, Sanierungen im Gewässerschutz

4 Gewässerökologische Untersuchung 2015

4.1 Untersuchungsumfang

Der Öjendorfer See wurde im Jahr 2015 an 6 Terminen von März bis September gewässerökologischuntersucht. Die Untersuchungen fanden an folgenden Terminen statt: 26.03., 26.05., 25.06., 23.07.,20.08. und 21.09. Die Untersuchungen wurden jeweils vom Boot aus in der Seemitte im Bereichzwischen den beiden Badestellen durchgeführt (siehe Abbildung 1).

An allen Untersuchungsterminen wurden die Sichttiefen bestimmt und Tiefenprofile für dieParameter Temperatur, Sauerstoff, pH-Wert, Leitfähigkeit und Chlorophyll-a-Gehalt bis zumGewässergrund aufgenommen. Zusätzlich wurde jeweils eine tiefenintegrierte Mischprobe aus demWasserkörper zur Untersuchung der Nährstoffgehalte sowie weiterer gewässerökologisch wichtigerParameter entnommen. Neben den Proben zur Bestimmung wasserchemischer Parameter wurdenauch noch Phyto- und Zooplanktonproben entnommen. Ergänzend zu den Untersuchungen desWasserkörpers wurden an allen Terminen das Vorkommen von Wasservögeln sowie die Entwicklungder Unterwasserpflanzen abgeschätzt und dokumentiert.

Die Ermittlung der hydrochemischen und –physikalischen, sowie biologischen Parameter erfolgte inAnlehnung an die Richtlinien der Deutschen Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- undSchlammuntersuchung. Eine Übersicht der Methoden und Modifikationen befindet sich im Anhang.

4.2 Untersuchungsergebnisse Wasserkörper

4.2.1 Wassertemperatur und Sauerstoffgehalt

Die im Öjendorfer See im Jahr 2015 gemessenen Temperatur- und Sauerstoffprofile sind in derAbbildung 3 dargestellt. Wie erwartet lag an keinem Untersuchungstermin eine stabileTemperaturschichtung im Wasserkörper vor. Lediglich im Juli zeigte sich im Wasserkörper einTemperaturgradient. Dieser Temperaturgradient wirkte sich dann allerdings sofort auf denSauerstoffgehalt aus: Während bis in eine Wassertiefe von 1,2 m eine Übersättigung mit Sauerstoffgemessen wurde (9,9 - 10,3 mg/L; 115 - 120 %), herrschte über Grund Sauerstoffmangel (1,4 mg/L;15 %). An allen anderen Terminen lag der Sauerstoffgehalt mit Werten zwischen 4,6 mg/L (51 %) und14,2 mg/L (145 %) auf einem gewässerökologisch unbedenklichen Niveau. Hohe Sauerstoffgehalteoberhalb der physikalischen Sättigung wurden im Juni und im Juli gemessen und waren vor allem aufdie Sauerstoffproduktion der zu diesem Zeitpunkt noch in großen Beständen vorhandenenUnterwasserpflanzen zurückzuführen. Eine deutliche Untersättigung im gesamten Wasserkörperwurde dagegen im August gemessen. Da zu diesem Zeitpunkt kaum noch Unterwasserpflanzenvorhanden waren, war auch die Sauerstoffproduktion geringer. Gleichzeitig scheint auch dieSauerstoffzehrung im Wasserkörper – möglicherweise durch den bakteriellen Abbau abgestorbenerWasserpflanzen – deutlich erhöht gewesen zu sein.



Abbildung 3: Temperatur- und Sauerstoff-Tiefenprofile im Öjendorfer See an den Untersuchungsterminen imJahr 2015.

4.2.2 pH-Wert

Im Wasserkörper von Seen kommt es bei hohen Photosynthese-Raten von Algen sowie vonUnterwasserpflanzen zu einem Anstieg des pH-Wertes, da bei der Photosynthese Kohlendioxidaufgenommen und Hydroxid-Ionen abgegeben werden. Zu einer Absenkung des pH-Wertes führendagegen Atmungs- und Abbauprozesse, bei denen Kohlendioxid in das Wasser abgegeben wird.

Im Öjendorfer See wurden an den Untersuchungsterminen im Jahr 2015 pH-Werte zwischen 7,4 und9,7 gemessen (Abbildung 4). Niedrige pH-Werte unter 8,0 wurden im August im gesamtenWasserkörper und im Juli über Grund gemessen. Die Korrelation mit niedrigen Sauerstoffgehaltenbestätigt dabei die Dominanz von Abbauprozessen. Hohe pH-Werte von 9,0 und höher tratendagegen erwartungsgemäß zusammen mit hohen Sauerstoffgehalten auf. So wurde im Mai im



gesamten Wasserkörper ein pH-Wert von 9,0 erreicht, im Juni – zum Zeitpunkt der maximalenBestandsentwicklung der Unterwasserpflanzen - war der pH-Wert mit Werten zwischen 9,2 und 9,7sogar noch deutlich höher. Derart hohe pH-Werte sind sowohl im Hinblick auf die Nutzung alsBadegewässer als auch aus gewässerökologischer Sicht als problematisch zu bewerten.

Abbildung 4: Tiefenprofile des pH-Wertes im Öjendorfer See an den Untersuchungsterminen im Jahr 2015.

4.2.3 Leitfähigkeit

Die elektrische Leitfähigkeit (Abbildung 5) Fehler! Verweisquelle konnte nicht gefunden werden.–ein Maß für den Gesamtgehalt an gelösten Stoffen - lag im Öjendorfer See mit Werten zwischen470 µS/cm und 526 µS/cm auf einem mittleren Niveau. Die Schwankungen im Jahresverlauf warennur gering. Die niedrigste Leitfähigkeit wurde im Juni gemessen, zum Zeitpunkt der maximalenAusdehnung der Bestände an Unterwasserpflanzen. Als Ursache für den zeitweiligen Rückgang der



Leitfähigkeit ist die Abnahme des Karbonatgehaltes durch die sogenannte biogene Entkalkunganzusehen (siehe Abschnitt 4.2.5).

Abbildung 5: Tiefenprofile der Leitfähigkeit im Öjendorfer See an den Untersuchungsterminen im Jahr 2015.

4.2.4 Gesamthärte

Die Gesamthärte eines Wassers wird durch den Gehalt an Kalzium- und Magnesium-Verbindungenbestimmt. Die Gesamthärte schwankte im Öjendorfer See (tiefenintegrierte Mischprobe) im Verlaufdes Untersuchungszeitraumes 2015 nur minimal zwischen 2,0 und 2,2 mmol/L (Abbildung 6). Als„weich“ gilt Wasser im Bereich < 1,5 mmol/L, als „mittelhart“ im Bereich 1,5 – 2,5 mmol/L und als„hart“ im Bereich > 2,5 mmol/L. Das Wasser im Öjendorfer See ist damit an allen Untersuchungs-terminen als „mittelhart“ einzustufen.



Abbildung 6: Gesamthärte im Öjendorfer See (tiefenintegrierte Mischprobe) an den Untersuchungsterminenim Jahr 2015.

4.2.5 Säurekapazität

Für die Beurteilung der Gewässersituation ist die Säurekapazität noch aussagekräftiger als dieGesamthärte. Die Säurekapazität ist abhängig vom Gehalt an Karbonaten und Hydrogenkarbonatenund ist ein Maß für das Puffervermögen eines Wassers. Je höher die Säurekapazität eines Wassersist, desto geringer sind die Schwankungen des pH-Wertes.

Abbildung 7: Säurekapazität im Öjendorfer See (tiefenintegrierte Mischprobe) an den Untersuchungsterminenim Jahr 2015.

Im Öjendorfer See lag die Säurekapazität an den ersten beiden Untersuchungsterminen im März undim Mai 2015 zunächst bei 1,8 mmol/L (Abbildung 7). Im Juni sank die Säurekapazität dann sehrdeutlich auf 1,2 mmol/L ab. Da in dieser Phase mit der maximalen Bestandsentwicklung derUnterwasserpflanzen sehr hohe pH-Werte auftraten (siehe Abbildung 4), kam es vermutlich zur einer„biogenen Entkalkung“. Hierbei führt der durch eine intensive pflanzliche Photosyntheseleistung



verursachte pH-Wert-Anstieg auf Werte über pH 9 dazu, dass im Wasserkörper aus gelöstenHydrogenkarbonaten unlösliche Karbonate entstehen, die sich dann als Kalzitkristalle auf denWasserpflanzen ablagern oder auf den Gewässergrund sedimentieren. Sinkt der pH-Wert imWasserkörper wieder ab, gehen die Kalzitkristalle nach und nach wieder in Lösung, wodurch sich dieSäurekapazität im Wasserkörper langsam wieder erhöht. Dieser Prozess war im Untersuchungsjahr2015 auch im Öjendorfer See zu beobachten. So stieg die Säurekapazität von Juli bis Septemberkontinuierlich an und erreichte im September mit 1,8 mmol/L wieder den Ausgangswert vomFrühjahr.

Da man erst ab einer Säurekapazität von 2,0 mmol/L von einem guten Puffervermögen sprechenkann, war das Puffervermögen des Wassers im Öjendorfer See im Untersuchungsjahr 2015 insgesamtals gering bis mittel einzustufen.

4.2.6 Phosphor

Unter den Nährstoffparametern ist der Phosphor-Gehalt zur Beurteilung der Gewässersituationbesonders wichtig. Phosphor ist in Seen im Allgemeinen der produktionslimitierende Nährstoff, d.h.je weniger Phosphor im Wasser vorhanden ist, desto geringer ist das Wachstum von Algen undUnterwasserpflanzen.

Abbildung 8: Phosphorgehalt im Öjendorfer See (tiefenintegrierte Mischprobe) an den Untersuchungsterminenim Jahr 2015. (SRP = soluble reactive phosphorus = gelöster reaktiver Phosphor).

Die an den Untersuchungsterminen im Jahr 2015 im Öjendorfer See gemessenen Gehalte anGesamtphosphor und gelöstem reaktivem Phosphor (SRP) sind in der Abbildung 8 dargestellt. Amersten Untersuchungstermin im März lagen sowohl der Gesamtphosphor-Gehalt mit 22 µgP/L alsauch der Anteil des gelösten SRP mit < 5 µP/L auf einem erfreulich niedrigen Niveau. Im weiterenVerlauf des Untersuchungszeitraumes kam es dann aber zu einem kontinuierlichen Anstieg desPhosphorgehaltes. Zu einem sprunghaften Anstieg kam es dabei vom Juni zum Juli, wo sich derGesamtphosphor-Gehalt von 67 auf 167 µgP/L erhöhte. Dieser starke Anstieg des Phosphorgehaltes



dürfte im Zusammenhang mit dem Rückgang des Bestandes an Unterwasserpflanzen stehen.Vermutlich wurde aus den abgerissenen und absterbenden Pflanzen Phosphor freigesetzt. DerAnstieg des Phosphorgehaltes setzte sich bis zum letzten Untersuchungstermin im September fort.Mit einem Gesamtphosphor-Gehalt von 270 µgP/L und einem SRP-Gehalt von 129 µgP/L lag derPhosphorgehalt dabei auf einem sehr hohen Niveau.

4.2.7 Stickstoff

Neben Phosphor stellt auch Stickstoff, der in Gewässern gelöst als Ammonium, Nitrit und Nitratvorliegen kann, einen weiteren wichtigen Nährstoff dar. Bei der Mineralisation von organischemMaterial freigesetztes Ammonium wird dabei im Rahmen der bakteriellen Nitrifikation über Nitrit zuNitrat oxidiert. Voraussetzung für das vollständige Ablaufen der Nitrifikation ist das Vorhandenseinvon Sauerstoff.

Die im Öjendorfer See im Jahr 2015 gemessenen Stickstoffgehalte sind in der Abbildung 9 dargestellt.Die Gesamtstickstoff-Gehalte lagen mit Werten zwischen 0,6 und 1,5 mgN/L auf einem niedrigen bismittleren Niveau. Wie beim Gesamtphosphor-Gehalt kam es dabei vom Juni zum Juli zu einemsprunghaften Anstieg. Ursache dürfte auch hier der Rückgang des Bestandes an Unterwasserpflanzensein. Die Nitrat-N-Gehalte und die Ammonium-N-Gehalte lagen an fast allen Untersuchungsterminenauf einem sehr niedrigen Niveau. Lediglich im August wurde mit 0,33 mgN/L ein nennenswerterAmmonium-N-Gehalt gemessen. Der kurzzeitige Anstieg des Ammonium-N-Gehaltes ist ein Hinweisauf einen verstärkten Abbau von Biomasse, vermutlich von abgestorbenen Unterwasserpflanzen.

Abbildung 9: Gehalte an Gesamtstickstoff, Ammonium- und Nitrat-Stickstoff im Öjendorfer See (tiefen-integrierte Mischprobe) an den Untersuchungsterminen im Jahr 2015.

Über das Verhältnis von N:P lässt sich ableiten, ob die Phytoplanktonentwicklung in einem Gewässerdurch Stickstoff- oder Phosphorlimitation begrenzt wird. Der aktuellste Bewertungsansatz beruht aufden Ergebnissen des Forschungsprojektes "Nitrolimit" (NITROLIMIT, 2014), in dem untersucht wurde,in welchem Maße Limitationen von Stickstoff und Phosphor während der Vegetationsperiode in Seen



der Norddeutschen Tiefebene auftreten können. Bei der Bewertung wird das Verhältnis des gelöstenanorganischen Stickstoffs (DIN – Dissolved Inorganic Nitrogen) zu Gesamtphosphor (TP – TotalPhosphorus) betrachtet. Von N-Limitation spricht man bei einem DIN:TP-Verhältnis < 1,6, von einerP-Limitation bei einem DIN:TP-Verhältnis von > 1,6. Eine echte Limitation liegt allerdings nur vor,wenn der DIN-Gehalt bei maximal 140 µgN/L bzw. der SRP-Gehalt bei maximal 25 µgP/L liegt. ImÖjendorfer See lag das Verhältnis von DIN:TP im Jahr 2015 an den Untersuchungsterminen im Juli mit0,8 und im September mit 0,6 deutlich unter dem Schwellenwert von 1,6. Da zu diesen Zeitpunktenauch nur sehr geringe DIN-Gehalte gemessen wurden, ist von einer Stickstofflimitation derPhytoplanktonentwicklung auszugehen. An den übrigen Terminen lag das Verhältnis von DIN:TP überdem Schwellenwert von 1,6. Da der SRP-Gehalt allerdings ab Juni deutlich über 25 µgP/L lag, kannnur an den Untersuchungsterminen im März (DIN:TP = 19,1) und im Mai (DIN:TP = 3,5) von einerPhosphorlimitation gesprochen werden.

4.2.8 Silizium

Mit Silizium wurde ein weiterer Nährstoff untersucht, der für die Kieselalgen zum Aufbau ihrerSchalen sehr wichtig ist. Im Wasser liegt Silizium vor allem als gelöstes Silikat vor. Das VerhältnisSilizium:Phosphor beeinflusst die Zusammensetzung der Phytoplanktonbiozönose. So haben beihohen Gehalten an gelöstem Silizium im Allgemeinen Kieselalgen Konkurrenzvorteile, während mitabnehmenden Silizium-Gehalten der Anteil der Grün- und Blaualgen an der Gesamtbiomasse desPhytoplanktons zunimmt. Das molare Verhältnis Si:P = 17:1 stellt dabei ein Verhältnisoptimum dar.

Abbildung 10: Silizium-Gehalte (gelöst) im Öjendorfer See (tiefenintegrierte Mischprobe) an denUntersuchungsterminen im Jahr 2015.

Die im Öjendorfer See im Jahr 2015 gemessenen Gehalte an gelöstem Silizium sind in der Abbildung10 dargestellt. Im Laufe des Untersuchungszeitraumes erhöhte sich der Gehalt an gelöstem Siliziumvon 1,3 mgSi/L im März bis auf den Maximalwert von 5,3 mgSi/L im September. Der Anstieg wardabei allerdings nicht kontinuierlich, im Mai und im August sank der Gehalt an gelöstem Siliziumzwischenzeitlich deutlich ab. Da im Phytoplankton in diesen Phasen kaum planktische Kieselalgen



vorhanden waren, wurde das Silizium vermutlich durch benthische (auf dem Sediment und anderenOberflächen wachsende) Kieselalgen verbraucht.

Eine Limitation der Kieselalgenentwicklung durch Siliziummangel ist nur für den Untersuchungs-termin im Mai mit dem geringsten gemessenen Gehalt an gelöstem Silizium von 0,2 mgSi/Lwahrscheinlich. Das Verhältnis von Silizium:Phosphor lag an diesem Termin bei 6:1 und damitdeutlich unter dem optimalen Verhältnis von 17:1.

4.2.9 Gesamt-Eisen

Der Eisengehalt wurde untersucht, weil Eisen in Gewässern ein wichtiger Bindungspartner für dengewässerökologisch besonders bedeutsamen Nährstoff Phosphor ist. So kann ein hoher Eisengehaltim Sediment dazu beitragen, den Phosphorgehalt im Wasserkörper zu reduzieren und im Sedimentzu deponieren. Voraussetzung für eine Bindung des Phosphors durch Eisen ist allerdings dasVorhandensein von Sauerstoff auch im sedimentnahen Wasserkörper.

Die im Öjendorfer See im Untersuchungsjahr 2015 gemessenen Gesamteisen-Gehalte lagen fastimmer unterhalb der Bestimmungsgrenze von 0,1 mgFe/L. Lediglich im September wurde mit0,11 mgFe/L ein Wert knapp über der Bestimmungsgrenze gemessen. Die durchgehend sehrgeringen Gesamteisen-Gehalte zeigen, dass es im Untersuchungsjahr 2015 zu keinen nennenswertenFreisetzungen von Eisen und Phosphorverbindungen aus dem Sediment aufgrund vonSauerstoffmangel kam.

4.2.10 Sichttiefe

Durch die Bestimmung der Sichttiefe kann man abschätzen, bis in welche Wassertiefe noch so vielLicht eindringt, dass Algen oder höhere Wasserpflanzen noch Photosynthese betreiben können.Diese Wasserschicht mit einem ausreichenden Lichtangebot bezeichnet man als euphotische Zone.Als Faustformel gilt: Sichttiefe x 2,5 = untere Grenze der euphotischen Zone.

Die Sichttiefe schwankte an den Untersuchungsterminen 2015 im Öjendorfer See zwischen 1,4 und> 2,3 m (Grund). Die euphotische Zone reichte damit an allen Untersuchungsterminen auf dergesamten Seefläche bis zum Gewässergrund.



Abbildung 11: Sichttiefe und euphotischen Zone im Öjendorfer See an den Untersuchungsterminen im Jahr2015.

4.2.11 Phytoplankton und Chlorophyll-a

Bei der Erfassung des Phytoplanktons (Phytoplankton = frei im Wasser schwebende Kleinstalgen)wurden nicht nur die Zellen der am häufigsten vorhandenen Taxa ausgezählt, sondern durchVermessen der jeweiligen Phytoplankter auch deren Biovolumina bestimmt. Anhand der Daten zumBiovolumen des Phytoplanktons lässt sich die Entwicklung des Phytoplanktons genauer verfolgen, dahierbei nicht nur Zellzahlen, sondern auch die unterschiedlichen Zellgrößen der verschiedenenAlgengruppen berücksichtigt werden. Die Zusammensetzung und die Gesamtbiovolumina desPhytoplanktons im Öjendorfer See an den Untersuchungsterminen 2015 sind in der Abbildung 12dargestellt. Die detaillierte Artenliste befindet sich im Anhang.

Das Gesamtbiovolumen des Phytoplanktons lag an den ersten drei Untersuchungsterminen von Märzbis Juni mit Werten zwischen 0,2 und knapp 0,5 mm³/L zunächst auf einem sehr niedrigen Niveau. Indieser Phase entwickelten sich nahezu auf der gesamten Seefläche große Bestände anUnterwasserpflanzen, die u.a. durch die Konkurrenz um die vorhandenen Nährstoffe eine stärkerePhytoplanktonentwicklung verhinderten. Im Juli kam es dann zu einem sprunghaften Anstieg desPhytoplanktonbiovolumens auf 3,9 mm³/L. Ursache hierfür war der ab Juli beginnendeZusammenbruch der Unterwasserpflanzenbestände und die Freisetzung von Nährstoffen aus denabsterbenden Pflanzen. Ohne die Konkurrenz durch Unterwasserpflanzen lag das Gesamtbiovolumendes Phytoplanktons in der zweiten Hälfte des Untersuchungszeitraumes mit Werten zwischen 1,9und 4,3 mm³/L auf einem deutlich höheren Niveau.

Neben dem Anstieg des Biovolumens kam es im Juli auch zu unerwünschten Veränderungen in derArtenzusammensetzung des Phytoplanktons. Während an den ersten drei Terminen vor allemSchlundgeißler aus den Gattungen Cryptomonas und Rhodomonas dominierten, erreichten ab Juli vorallem Blaualgen hohe Biovolumina. Ab August kam es dabei auch zu Aufrahmungen an derWasseroberfläche (siehe Foto 1). Unter den Blaualgen dominierte im Juli die Art Dolichospermummendotae (ehemals Anabaena mendotae) und ab August Microcystis aeruginosa, im September



gemeinsam mit der Art Aphanizomenon klebahnii. Neben den Blaualgen erreichten im Juli und imAugust auch noch Panzerflagellaten aus der Gattung Ceratium, im Juli zusätzlich zentrischeKieselalgen und im August zusätzlich die Grünalge Eutetramorus fottii höhere Biovolumina.

Abbildung 12: Gesamtbiovolumen und Zusammensetzung des Phytoplanktons im Öjendorfer See an denUntersuchungsterminen im Jahr 2015.

Foto 1: Aufrahmende Blaualgenblüte im Öjendorfer See am 20.08.2015.



Die Chlorophyll-a-Gehalte (photosynthetisch aktives Pigment der Algen) lagen in dertiefenintegrierten Mischprobe an den ersten drei Untersuchungsterminen im Jahr 2015 mit maximal3 µg/L zunächst auf einem sehr niedrigen Niveau (Abbildung 13). Ab Juli waren die Chlorophyll-a-Gehalte dann mit Werten zwischen 5,0 und 7,4 µg/L höher. Die gemessenen Chlorophyll-a-Gehaltezeigen damit eine gute Übereinstimmung mit den ermittelten Biovolumina des Phytoplanktons.

Abbildung 13: Chlorophyll-a-Gehalte im Öjendorfer See (tiefenintegrierte Mischprobe) an den Untersuchungs-terminen im Jahr 2015.

Zusätzlich zur photospektrometrischen Bestimmung des Chlorophyll-a-Gehaltes in dertiefenintegrierten Mischprobe wurden an allen Untersuchungsterminen auch Tiefenprofile desChlorophyll-a-Gehaltes aufgenommen (fluorometrische Messung mit einer Chlorophyll-a-Sonde).Auch die Sondenmessungen ergaben in der zweiten Hälfte des Untersuchungszeitraumes höhereChlorophyll-a-Gehalte, deutliche Einschichtungen von Phytoplanktern in bevorzugten Wassertiefenwurden nicht festgestellt. Das trotz der starken Blaualgenblüte im September nur geringeChlorophyll-a-Gehalte gemessen wurden, ist darauf zurückzuführen, dass die in Kolonienvorkommenden Blaualgen mit der Sonde nicht vollständig erfasst werden



Abbildung 14: Tiefenprofile des Chlorophyll-a-Gehaltes im Öjendorfer See an den Untersuchungsterminen imJahr 2015.

4.2.12 Zooplankton

Die Zusammensetzung des Zooplanktons (im freien Wasserkörper lebende, tierische Kleinst-organismen) an den Untersuchungsterminen im Jahr 2015 ist in der Abbildung 15 dargestellt. Diedetaillierte Artenliste befindet sich im Anhang.

Die Zooplankter haben in einem Gewässerökosystem eine wichtige Funktion, da sie sichhauptsächlich von Phytoplanktonalgen ernähren und somit großen Einfluss auf die Entwicklung derSchwebalgen ausüben. Vor allem Cladoceren (Wasserflöhe) aus der Gattung Daphnia sind sehreffektive Filtrierer und können bei hohen Individuenzahlen die Phytoplanktonbiomasse erheblichreduzieren.



Abbildung 15: Individuenzahlen des Zooplanktons im Öjendorfer See an den Untersuchungsterminen im Jahr2015.

Die Gesamt-Individuenzahl des Zooplanktons schwankte im Öjendorfer See im Untersuchungsjahr2015 zwischen 236.000 und 1,67 Mio. Ind./m³. Die Gesamt-Individuenzahl des Zooplanktons lagüberwiegend auf einem hohen Niveau, was zeigt, dass es sich beim Öjendorfer See um ein nährstoff-und damit auch nahrungsreiches Gewässer handelt.

An den meisten Untersuchungsterminen dominierten zahlenmäßig eindeutig die Rädertiere, die mitinsgesamt 12 Arten vertreten waren. Die insgesamt häufigsten Arten waren Keratella cochlearis,Keratella quadrata und eine Art aus der Gattung Polyarthra, im März außerdem eine Art aus derGattung Synchaeta und im September die Art Asplanchna priodonta. Neben den Rädertierenerreichten vor allem im Juli und im August auch noch Ruderfußkrebse einen größeren Anteil an derGesamt-Individuenzahl. Bei den Ruderfußkrebsen waren überwiegend Larvenstadien (Nauplien) undJugendstadien (Copepodide) von cyclopoiden Copepoden vorhanden. Adulte cyclopoide Copepodenwaren mit den Gattungen Cyclops und Thermocyclops vertreten. Bei den calanoiden Copepodenwurde nur die Art Eudiaptomus gracilis gefunden. Wasserflöhe waren mit insgesamt 8 Artenvertreten und erreichten bis auf den Untersuchungstermin im Juni immer hohe bis sehr hoheIndividuenzahlen. Während bis zum Juni die Art Daphnia c.f. pulex dominierte waren im Juli die ArtenDiaphanosoma brachyurum und Ceriodaphnia quadrangula am häufigsten. Im August erreichten dieCladoceren dann mit über 180.000 Ind./m³ sehr hohe Individuenzahlen. Die häufigsten Arten warenzu diesem Zeitpunkt Bosmina longirostris, Ceriodaphnia quadrangula, Daphnia c.f. rosea undDiaphanosoma brachyurum. Am letzen Untersuchungstermin im September dominierten dannjuvenile Daphnien, Daphnia c.f. rosea und Ceriodaphnia quadrangula.

Neben den Arten aus den genannten wichtigsten drei Zooplanktongruppen wurden an fast allenTerminen auch noch Larven von Büschelmücken in hoher bis sehr hoher Anzahl gefunden (85 bis 425Ind./m³).



4.3 Unterwasserpflanzen

Die Entwicklung von Unterwasserpflanzen (submerse Makrophyten) ist aus gewässerökologischerSicht positiv zu bewerten, da sie ein wichtiges Element in einem Gewässerökosystem sind und dieStruktur- und Artenvielfalt erhöhen. Darüber hinaus konkurrieren die Unterwasserpflanzen auch mitdem Phytoplankton um die vorhandenen Nährstoffe. In Gewässern mit einem großflächigen undvitalen Bestand an Unterwasserpflanzen ist daher die Phytoplanktonentwicklung geringer. DaUnterwasserpflanzen zusätzlich auch die windbedingte Sedimentaufwirbelung verringern, ist dieSichttiefe in Gewässern mit großflächigen Unterwasserbeständen deutlich besser als in Gewässernohne Unterwasserpflanzen. Vor allem in Gewässern, die auch zum Baden genutzt werden, ist dieVerbesserung der Wasserqualität durch die Unterwasserpflanzen erwünscht. Wenn dieUnterwasserpflanzen auch in den zum Schwimmen genutzten Bereichen bis zur Wasseroberflächewachsen, können die Unterwasserpflanzen allerdings auch zu einer Beeinträchtigung derBadenutzung führen. In diesem Fall können geeignete Maßnahmen zur Sicherung der Badenutzungergriffen werden, beispielsweise eine schonende Mahd der Unterwasserpflanzen in denSchwimmbereichen.

Im Öjendorfer See wurde die Entwicklung der Unterwasserpflanzen im Jahr 2015 im Rahmen dersechs Untersuchungstermine abgeschätzt und dokumentiert. Eine gezielte Kartierung derUnterwasserpflanzen mit genauer Artbestimmung erfolgte nicht. Die Beobachtungen zur Entwicklungder Unterwasserpflanzen im Jahr 2015 sind in der Tabelle 3 zusammengestellt.

Im Jahr 2015 zeigte sich bei den Unterwasserpflanzen eine Entwicklung, die bereits in früherenUntersuchungsjahren beobachtet wurde und anscheinend in fast jedem Jahr ähnlich abläuft. Soentwickelt sich im Öjendorfer See von April bis Juni zunächst ein nahezu flächendeckender Bestandan Unterwasserpflanzen. Aufgrund der nur geringen Wassertiefe wachsen die Pflanzen im Junigroßflächig in dichten Beständen bis zur Wasseroberfläche. Ab Juli gibt es neben weiterhinwurzelnden Pflanzen dann immer mehr treibende Polster aus abgerissenen Wasserpflanzentrieben.Vermutlich reißen die langen Triebe der bis zur Wasseroberfläche wachsenden Pflanzen beiwindbedingtem stärkerem Wellengang ab. Auch der Fraßdruck der in großer Anzahl auf demÖjendorfer See vorkommenden Wasservögel (siehe 4.4) dürfte maßgeblich zur Schädigung desBestandes an Unterwasserpflanzen beitragen. Als Folge des Rückganges des Bestandes anUnterwasserpflanzen kommt es ab Juli zu einer verstärkten Phytoplanktonentwicklung, vor allem derfür die Badenutzung unerwünschten Blaualgen (siehe Abschnitt 4.2.11). Ab August sind dann kaumnoch wurzelnde Pflanzen erkennbar. Auch die an der Oberfläche treibenden Pflanzenpolsterenthalten einen zunehmenden Anteil an absterbenden Trieben und sind schließlich Ende Septemberkaum noch vorhanden. Als Folge der Freisetzung von Nährstoffen aus den absterbendenUnterwasserpflanzen treten ab August Blaualgenblüten mit Aufrahmungen an der Wasseroberflächeauf.

Wie bereits erwähnt, erfolgte keine gezielte Kartierung der Unterwasserpflanzen mit genauerArtbestimmung. Dennoch wurde bei den Probenahmen notiert, welche Pflanzen gesichtet wurden(siehe Tabelle 3). Während der nahezu flächendeckenden Besiedlung im Zeitraum von Juni bis Julidominierten fädige Laichkräuter (Potamogeton sp.). Bei den ab August auftretenden, an derWasseroberfläche treibenden Polstern, handelte es sich dann überwiegend aus abgerissenPflanzentrieben von Wasserpest (Elodea sp.) und Hornblatt (Ceratophyllum sp.).



Tabelle 3: Zusammenstellung der Beobachtungen zur Entwicklung der Unterwasserpflanzen im Jahr 2015.

Untersuchungstermin Vorkommen von Unterwasserpflanzen

26.03.15 Noch keine nennenswerte Entwicklung von Unterwasserpflanzen

26.05.15 Unterwasserpflanzen nahezu flächendeckend vorhanden: In dentieferen Bereichen nur am Grund, in den flacheren Bereichen bereits biszur Wasseroberfläche gewachsen. Gesehene Arten: Vor allem fädigeLaichkräuter (Potamogeton sp.), vereinzelt auch Wasserhahnenfuß(Ranunculus sp.) und Wasserpest (Elodea sp.).

25.06.15 Unterwasserpflanzen flächendeckend vorhanden, auf ca. ¼ derSeefläche in dichten Beständen bis zu Wasseroberfläche gewachsen.Gesehene Arten: Vor allem fädige Laichkräuter (Potamogeton sp.).

23.07.15 Unterwasserpflanzen noch großflächig vorhanden aber nur nochstellenweise fest wurzelnd und bis zur Oberfläche wachsend. Danebenschwimmende Polster aus abgerissenen Wasserpflanzen, teilweise aucham Ufer angeschwemmt. Gesehene Arten: Vor allem fädigeLaichkräuter (Potamogeton sp.), daneben auch Wasserpest (Elodea sp.),Wasserhahnenfuß (Ranunculus sp.) und Hornblatt (Ceratophyllum sp.).

20.08.15 Unterwasserpflanzen überwiegend als an der Wasseroberflächetreibende Poster aus abgerissenen Trieben, viele Triebe sehen bereitsabgestorben aus. Kaum noch wurzelnde und bis zur Wasseroberflächewachsende Pflanzen vorhanden. Gesehene Arten: Nur noch vereinzeltfädige Laichkräuter (Potamogeton sp.), treibende Polster vor allem ausWasserpest (Elodea sp.) und Hornblatt (Ceratophyllum sp.).

21.09.15 Nur noch wenige treibende Polster aus abgerissenen Wasserpflanzen(teilweise noch vital, teilweise bereits abgestorben). Gesehene Arten:treibende Polster aus Wasserpest (Elodea sp.) und Hornblatt(Ceratophyllum sp.).

Abbildung 16: Linkes Foto (26.05.15): Vitales, bis zur Wasseroberfläche wachsendes fädiges Laichkraut(Potamogeton sp.); Rechtes Foto (20.08.15): An der Wasseroberfläche treibendes Polster aus teilweise bereitsabgestorbenen Trieben von Wasserpest (Elodea sp.) und Hornblatt (Ceratophyllum sp.).



4.4 Wasservögel

Wenn an einem Gewässer eine große Anzahl von Wasservögeln vorkommt, hat dies auch einenEinfluss auf die Wasserqualität. Vor allem Arten, die ihre Nahrung überwiegend außerhalb desWassers suchen und auf dem Wasser Ruhen und Schlafen, erhöhen über ihren Kot denNährstoffeintrag ins Gewässer – hier sind vor allem die verschiedenen Gänsearten zu nennen.Andere Arten, die sich überwiegend oder zumindest teilweise von Wasserpflanzen ernähren –beispielsweise Bläßhühner und Stockenten – können durch ihren Fraßdruck die in einem Gewässervorhandenen Bestände an Unterwasser- und Sumpfpflanzen deutlich verringern. Da Wasservögel einnatürlicher Bestandteil eines Gewässerökosystems sind, ist ihr Vorkommen grundsätzlich nicht alsunnatürliche Belastung zu bewerten. Problematisch kann die Situation allerdings werden, wenn dieWasservögel an innerstädtischen Gewässern durch Spaziergänger intensiv gefüttert werden und sichdadurch ein unnatürlich hoher Bestand von Wasservögeln am Gewässer aufhält. Auch inBadegewässern kann es zu einem Konflikt zwischen der Badenutzung und dem Vorkommen vonWasservögeln kommen. So kann der Koteintrag der Wasservögel zu einer kritischen hygienischenBelastung des Wassers führen. Vor allem bei einem hohen Bestand an Gänsen erhöht derNährstoffeintrag über den Kot außerdem die Wahrscheinlichkeit des Auftretens von sommerlichenAlgenblüten, die dann die Badenutzung beeinträchtigen können.

Am Öjendorfer See wird durch den Arbeitskreis Vogelschutzwarte Hamburg im Rahmen derinternationalen Wasservogelzählung einmal im Monat der Wasservogelbestand gezählt unddokumentiert. Die Ergebnisse der Zählungen von Juli 2013 bis Februar 2016 wurden KLS-Gewässerschutz für dieses Gutachten zur Verfügung gestellt (per E-Mail von Herrn Tafelsy). In derTabelle 4 sind die Zahlen der dominierenden Wasservogelarten und aller ganzjährig vorkommendenGänse zusammengestellt.

Die Ergebnisse der Zählungen zeigen, dass am Öjendorfer See ganzjährig viele Wasservögelvorkommen. Die höchsten Zahlen erreichen dabei die Bläßhühner, die in den letzten Jahren vor allemvon Juli bis Januar mit durchschnittlich 133 bis 333 Individuen sehr häufig waren. In der Zeit vonFebruar bis Juni wurden durchschnittlich 45 bis 75 Individuen gezählt. Stockenten waren in denletzten Jahren ganzjährig mit durchschnittlich 20 bis 105 Individuen vorhanden. Mit der Reiherentekam eine weitere Entenart häufig vor. Die durchschnittliche Anzahl der Reiherenten schwankte inden letzten Jahren am Öjendorfer See im Jahresverlauf zwischen 36 und 186 Individuen. Unter denGänsearten dominierte die Graugans, die vor allem von März bis Juli sowie im Oktober undNovember mit durchschnittlich 71 bis 196 Individuen zahlreich vorkam. In den übrigen Monaten wardie durchschnittliche Anzahl der Graugänse mit 6 bis 49 Individuen geringer. Neben den Graugänsenwaren in den letzten Jahren auch noch Kanadagänse und Nilgänse ganzjährig am Öjendorfer Seeanzutreffen. Die durchschnittliche Zahl der Kanadagänse schwankte zwischen minimal 4 Individuenim Januar und maximal 24 Individuen im Mai. Bei den Nilgänsen wurde die maximale Anzahl imAugust und September mit durchschnittlich 9 Individuen gezählt, bei den Zählungen im Novemberund Januar wurden keine Nilgänse gesichtet.



Tabelle 4: Anzahl der dominierenden Wasservogelarten am Öjendorfer See (Datenquelle: monatliche Zählungdurch Herrn Tafelski für den Arbeitskreis Vogelschutzwarte Hamburg; Zeitraum der ausgewerteten Zählungen:Juli 2013 bis Februar 2016; Ausgewählt wurden neben den ganzjährig vorkommenden Gänsen nur diezahlenmäßig dominierenden Arten).

Durchschnittliche Anzahl (07.2013-02.2016)(In Klammern minimale und maximale Anzahl)

Monat Bläßhuhn Stockente Reiherente Graugans Kanadagans Nilgans

Januar211

(63-293)34

(18-49)38

(1-70)19

(5-38)4

(3-6)0

(0)

Februar71

(60-79)45

(24-60)124

(61-177)49

(29-59)12

(8-16)3

(2-3)

März68

(56-79)29

(14-43)82

(71-92)107

(66-147)10

(9-10)1

(0-2)

April45

(34-46)54

(47-60)110

(107-112)71

(61-81)9

(7-11)2

(2)

Mai52

(22-30)20

(11-28)53

(33-72)107

(52-162)24

(11-37)4

(2-6)

Juni75

(44-105)33

(21-44)36

(31-40)141

(135-146)22

(20-24)5

(4-6)

Juli133

(80-186)75

(73-77)96

(23-169)6

(0-11)19

(8-30)8

(0-16)

August290

(243-341)55

(38-71)142

(86-210)7

(3-9)9

(7-13)9

(7-10)

September242

(174-320)30

(12-44)65

(32-124)6

(1-15)7

(0-13)9

(7-15)

Oktober294

(207-389)46

(25-65)46

(14-76)196

(119-294)7

(5-10)7

(5-8)

November333

(188-478)105

(87-122)40

(23-57)123

(42-204)5

(4-5)0

(0)

Dezember274

(188-425)47

(0-95)186

(13-142)30

(7-76)6

(3-13)1

(0-2)

4.5 Fischfauna

Zur Fischfauna im Öjendorfer See liegen aktuelle Daten aus dem Jahr 2014 vor (SCHUBERT, 2016 - inVorbereitung). Hierbei wurden im Mai und im September 2014 Elektrobefischungen im Uferbereichdurchgeführt. Insgesamt wurden 1.646 Individuen von 7 verschiedenen Fischarten gefangen. Diedominierenden Arten waren die Schleie mit einem Anteil von knapp 77 % und der Hecht mit knapp12 %. Anteile von jeweils ca. 3,5 % erreichten der Flussbarsch, das Moderlieschen und das Rotauge.Weiterhin waren noch die Quappe mit einem Anteil von ca. 0,7 % und der Steinbeißer mit einemAnteil von ca. 0,2 % vertreten.



Als Flachsee mit großflächigen Beständen an Unterwasserpflanzen ist der Öjendorfer See alstypischer Hecht-Schleie-See einzustufen. Die aktuelle Dominanz dieser beiden Arten bestätigt dieseEinstufung und deutet auf einen gewässerangepassten Fischbestand hin. Das Gesamtartenspektrumist mit nur 7 gefangenen Arten allerdings als gering zu bewerten.

Die Altersstrukturen der bestandsbildenen Fischarten zeigen überwiegend intakte Populationen.Lediglich beim Flussbarsch wurden nur adulte Tiere gefangen, was auf einen überalterten Bestandhinweist.



5 Trophische Einstufung

Die Trophie ist ein zentraler Begriff in der Gewässerökologie und bezeichnet die Intensität derpflanzlichen Produktion in Gewässern. International üblich werden die Trophiestufen oligotroph,mesotroph und eutroph unterschieden. Oligotrophe Gewässer sind sehr nährstoffarm, wobeiPhosphor der entscheidende Nährstoff ist. Über mesotrophe zu eutrophen Gewässern steigt derPhosphorgehalt des Wassers immer weiter an und ermöglicht eine immer stärkere Entwicklung desPhytoplanktons (im freien Wasser schwebende Algen). Durch die zunehmende Phytoplankton-entwicklung wird die durchschnittliche Sichttiefe immer geringer. In eutrophen Gewässern kann esdarüber hinaus vor allem im Sommer zu Algenblüten kommen. Neben dem Eintrag von Nährstoffen(vor allem Phosphor) wird die Trophie aber auch von der Morphologie eines Gewässers beeinflusst.So führt ein Nährstoffeintrag in kleinen und flachen Gewässern schneller zu einer Erhöhung derTrophie (Eutrophierung) als in großen und tiefen Gewässern.

Die trophische Einstufung des Öjendorfer Sees wurde anhand der Ende 2003 von der LAWAherausgegebenen Richtlinie zur trophischen Bewertung von Baggerseen (LAWA, 2003)vorgenommen. Nach dieser LAWA-Richtlinie wird als Referenzzustand (Leitbild – potentiellnatürlicher Zustand) für einen flachen, ungeschichteten Baggersee ein mesotropher Referenzzustandangenommen. Unter dem Aspekt, dass der Öjendorfer See sehr flach ist, nach dem Krieg mit Schuttverfüllt wurde, in einem dicht bebauten Gebiet liegt und die Flächen im Einzugsgebiet verschiedenenanthropogenen Nutzungen unterliegen, wird ein mesotropher Referenzzustand allerdings als relativunwahrscheinlich angesehen. Anhand der ebenfalls von der LAWA herausgegebenen Richtlinie fürnatürlich entstandene Seen (LAWA, 1999) kann man auf Grundlage der Morphologie einesGewässers einen Referenzzustand berechnen. Für den Öjendorfer See ergibt sich dabei eineutropher Referenzzustand (eutroph 2).

Die Ermittlung des trophischen Ist-Zustandes ist für Flachseen mit stark ausgeprägtenUnterwasserpflanzen-Beständen wie dem Öjendorfer See nur eingeschränkt möglich, da dietrophiebestimmenden Parameter stark durch die Entwicklung der Unterwasserpflanzen beeinflusstwerden. Bei der Bestimmung des trophischen Ist-Zustandes für den Öjendorfer See handelt es sichdaher nur um eine orientierende Einstufung.

Zur Ermittlung des trophischen Ist-Zustandes werden Untersuchungsergebnisse für die ParameterGesamtphosphor-Gehalt, Chlorophyll-a-Gehalt und Sichttiefe aus dem Frühjahr und Sommer einesJahres benötigt (LAWA, 2003). Anhand der Daten aus dem Untersuchungsjahr 2015 wurde für denÖjendorfer See ein Gesamtindex von 2,9 berechnet, was einem eutrophen Ist-Zustand (eutroph 1)entspricht (Abbildung 17, Tabelle 5).

Die orientierende Einstufung des aktuellen trophischen Zustandes ist damit geringfügig besser als derermittelte Referenzzustand. Betrachtet man die berechneten Einzelindices (Abbildung 17), so wirdallerdings deutlich, dass die Trophie sehr stark durch die Unterwasserpflanzen beeinflusst wird. Dersehr niedrige Trophieindex für den Chorophyll-a-Gehalt ergibt sich vor allem durch die starkeEntwicklung der Unterwasserpflanzen, die von Frühjahr bis in den Sommer hinein die Entwicklungdes Phytoplanktons hemmt. Auch der hohe Trophieindex für den TP-Gehalt im Sommer steht inZusammenhang mit der Entwicklung der Unterwasserpflanzen. So steigt der Phosphorgehalt imSommer aufgrund der Freisetzung von Nährstoffen aus den absterbenden Pflanzen stark an.



Abbildung 17: Orientierende trophische Einstufung des Öjendorfer Sees anhand der Untersuchungsergebnisseaus dem Jahr 2015.

Tabelle 5: Zuordnung der Trophiegrade (Ist-Zustand) zum Trophie-Gesamtindex (LAWA, 2003)

Gesamtindex trophischer Zustand

£ 1,5 oligotroph (o)

> 1,5 – 2,5 mesotroph (m)

> 2,5 – 3,0 eutroph 1 (e1)

> 3,0 – 3,5 eutroph 2 (e2)

> 3,5 – 4,0 polytroph 1 (p1)

> 4,0 – 4,5 polytroph 2 (p2)

> 4,5 hypertroph (h)



Kapitel 5.2:

Langjährige Untersuchung der Wintersituation

(1999–2019)

Das Kapitel "Langjährige Untersuchung der Wintersituation" enthält das Kapitel

3.6 des folgenden Berichtes:

BIOPLAN – INSTITUT FÜR ANGEWANDTE BIOLOGIE UND LANDSCHAFTSPLANUNG (2019): Untersuchung und Beurteilung der limnologischen Situation an 13 EG-

Badegewässern bzw. potenziellen Badegewässern / Limnologische Untersuchungen in Hamburger Badeseen – Winter 2019. Gutachten im Auftrag der Freien und Hansestadt Hamburg, Behörde für Umwelt und Energie, Amt für

Wasser, Abwasser und Geologie, Abteilung Wasserwirtschaft.

Untersuchung und Beurteilung der limnologischen Situation an 13 EG-Badegewässern bzw. potenziellen Badegewässern

39

bioplan – Institut f. angewandte Biologie u. Landschaftsplanung im Auftrag der Freien und Hansestadt Hamburg

3.6 Öjendorfer See Untersuchungszeitraum: 1999 bis 2019 Datum der Beprobung: 13.02.2019 Wettersituation: bewölkt (100 %) Windgeschwindigkeit: 4,7 m‧s⁻¹ Lufttemperatur: 8 °C Geografische Lage der Probestelle: UTM-RW 32575335 / UTM-HW 5934620 Entnahmetiefen der Mischprobe: 0,3 m / 0,6 m / 0,9 m Eisbedeckung: keine Tab. 3-26: Sondenparameter Öjendorfer See

Parameter Wasser-tempera-tur in °C

Sauerstoff in mg‧l⁻¹

Sauerstoff-sättigung

in %

pH-Wert Leitfähig-keit in

µS‧cm⁻¹

0,3 m 4,90 13,05 101,4 7,48 697

0,6 m 4,87 13,12 101,9 7,53 697

0,9 m 4,86 13,12 101,9 7,56 697

Zeitraum 1999-2019 1999-2019 1999-2019 1999-2019 1999-2019

Mittelwert 0,3 m 6,00 13,50 110,0 8,20 629

Minimalwert 0,3 m 1,90 10,50 84,0 7,50 500

Maximalwert 0,3 m 10,60 20,30 170,0 8,70 703 Tab. 3-27: Chemische Parameter Öjendorfer See

Parameter Säureka-pazität in mmol‧l⁻¹

Gesamt-härte in mmol‧l⁻¹

DRP in mgP‧l⁻¹

TP in mgP‧l⁻¹

Silikat in mg‧l⁻¹

Nitrat in mg‧l⁻¹

Mischprobe 2,3 3,5 0,002 0,045 6,90 < 0,200

Zeitraum 2001-2019 2009-2019 1999-2019 1999-2019 2002-2019 1999-2019

Mittelwert 2,7 2,8 0,024 0,063 4,09 0,751

Minimalwert 1,9 2,2 0,002 0,005 0,02 0,150

Maximalwert 3,3 3,5 0,085 0,132 8,08 2,710


40


Tab. 3-28: Sichttiefe und biologische Parameter Öjendorfer See

Parameter Sichttiefe in m Chlorophyll a in µg‧l⁻¹

Phytoplankton in mm³‧l⁻¹

Zooplankton in Individuen‧m⁻³

Mischprobe Mischprobe Netzzug

2,40 20,8 2,23 143.333

Zeitraum 1999-2019 2000-2019 2005-2019 2005-2019

Mittelwert 1,39 17,7 5,86 894.626

Minimalwert 0,70 2,0 0,39 55.711

Maximalwert 2,40 52,0 15,70 3.615.287

Abb. 3-11: Sondenprofile gemessen in der Wassersäule des Öjendorfer Sees

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

4,00 5,00 6,00

Was

serti

efe

in m

Wassertemperatur in °CAA

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

650 700 750

Was

serti

efe

in m

Leitfähigkeit in µS‧cm-1B

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

7,0 7,5 8,0

Was

serti

efe

in m

pH-WertC

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

11,0 13,0 15,0

Was

serti

efe

in m

Sauerstoffgehalt in mg‧l-1D

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

90 100 110

Was

serti

efe

in m

Sauerstoffsättigung in %E


41


Kurzbeschreibung der Gewässersituation

Am 13.02.2019 betrug die Sichttiefe im Öjendorfer See 2,40 m (Tab. 3-28). Die Wassertempe-ratur lag konstant bei etwa 4,85 bis 4,90 °C (Tab. 3-26, Abb. 3-11), eine Schichtung war natur-gemäß nicht vorhanden. Der Sauerstoffgehalt lag bei 13,00 mg‧l⁻¹, die Sauerstoffsättigung be-trug zwischen 101 und 102 %. Die Leitfähigkeit wurde bei konstant 697 bis 698 µS‧cm⁻¹ ge-messen. Der pH-Wert stieg mit der Wassertiefe leicht von 7,48 auf 7,60 an (Tab. 3-26, Abb. 3-11).

Der Gesamtphosphorgehalt der Mischprobe lag bei moderaten 0,045 mgP‧l⁻¹, der DRP-Gehalt bei 0,002 mgP‧l⁻¹ (Tab. 3-27). Die Nitratkonzentration konnte nicht bestimmt werden, sie lag unter der Nachweisgrenze von 0,200 mg‧l⁻¹ (Tab. 3-27). Die Silikatkonzentration wies mit 6,90 mg‧l⁻¹ den höchsten Wert während der langjährigen Beprobung der Seen auf (Tab. 3-27). Der Gehalt an Chlorophyll a erreichte mit 20,8 µg‧l⁻¹ einen mittleren bis geringen Wert, der sehr gut mit dem beobachteten Phosphorgehalt korrespondiert (Tab. 3-28). Die Gesamthärte und die Säurekapazität lagen bei 3,50 bzw. 2,30 mmol‧l⁻¹ (Tab. 3-27).

Die Analyse der Mischprobe für das Phytoplankton ergab ein Biovolumen von 2,231 mm³‧l⁻¹ (Tab. 3-29). Dominiert wurde das Phytoplankton mit etwa 53,5 % von Schlundgeißlern (Cryp-tophyceaen; hier insbesondere die Gattung Cryptomonas spp.), gefolgt von Diatomeen (Bacil-lariophyceae; vor allem die Gattungen Surirella spp. und Navicula spp.) mit 17,9 % sowie Grün-algen (Chlorophyceaen; insbesondere Chlamydomonas spp.) mit etwa 11,7 %. Panzerflagella-ten (Dinophyceaen) und Goldalgen (Chrysophyceaen) bildeten rund 9,3 % bzw. 6,5 % des Ge-samtbiovolumens. Die Kalkalgen (Haptophyceaen) wurden mit etwa 1 % deutlich seltener nachgewiesen (Tab. 3-29).

Die Gesamtindividuenzahl des Zooplanktons lag bei lediglich 143 Ind‧l⁻¹ (Tab. 3-30). Insge-samt wurden in dem Netzzug vier Klassen nachgewiesen. Im Zooplankton dominierten mit ca. 101 Ind‧l⁻¹ Rädertierchen (Rotatoria), gefolgt von Ruderfußkrebsen (Copepoda) mit etwa 32 Ind‧l⁻¹ sowie Vertretern der Klasse der Blattfußkrebse (Phyllopoda) mit etwa 7 Ind‧l⁻¹. Inner-halb der Klasse der Rotatorien wurden insbesondere die Gattung Synchaeta spp. sowie die Art Keratella cochlearis nachgewiesen (Tab. 3-30).

Artenzusammensetzung in Phyto- und Zooplankton sowie Nährstoff- und Chlorophyllwerte weisen für den See auf einen vermutlich schwach eutrophen Zustand hin.


42


Tab. 3-29: Ergebnis der Phytoplanktonauszählung der Mischprobe für den Öjendorfer See Gewässer Öjendorfer See Tiefe 0,3 m; 0,6 m; 0,9 m Datum der Probenahme 13.02.2019

Ergebnis Zellzahl 4.516.712 Zellen‧l⁻¹ Ergebnis Biovolumen 2,231 mm³‧l⁻¹ Summe der Phytoplanktonklassen: mm³‧l⁻¹ % mm³‧l⁻¹ % Cyanophyceae 0 0 Conjugatophyceae 0 0 Chrysophyceae 0,146 6,54 Xanthophyceae 0 0 Bacillariophyceae 0,399 17,89 Euglenophyceae 0 0 Dinophyceae 0,207 9,26 Haptophyceae 0,024 1,07 Cryptophyceae 1,194 53,51 Prasinophyceae 0 0 Chlorophyceae 0,262 11,73 Raphidophyceae 0 0 Klebsormidiophyceae 0 0 Sonstige 0 0 Ulvophyceae 0 0

Taxaliste: Taxon Klasse Zellzahl

[Zellen‧l⁻¹] Biovolumen (BV)

[mm³‧l⁻¹] Anteil

BV [%] Summen-

prozent

Cryptomonas spp. 20-25µm Cryptophyceae 496.838 0,805 36,09 36 Cryptomonas spp. 15-20µm Cryptophyceae 370.370 0,289 12,95 49 Chlamydomonas spp. Chlorophyceae 388.437 0,228 10,22 59 Surirella spp. Bacillariophyceae 9.033 0,197 8,84 68 Gymnodinium spp. Dinophyceae 126.468 0,147 6,58 75 Navicula spp. Bacillariophyceae 90.334 0,127 5,69 80 Chrysoflagellaten 5-10µm Chrysophyceae 993.677 0,109 4,90 85 Peridinium aciculiferum Dinophyceae 9.033 0,060 2,68 88 Fragilaria capucina Bacillariophyceae 27.100 0,037 1,67 90 Cryptomonas spp. 25-30µm Cryptophyceae 18.067 0,035 1,59 91 Rhodomonas lacustris Cryptophyceae 686.540 0,031 1,41 93 Cryptomonas spp. 10-15µm Cryptophyceae 63.234 0,028 1,28 94 Chrysochromulina parva Haptophyceae 135.501 0,024 1,07 95 Zentrale Diatomeen 5-10µm Bacillariophyceae 189.702 0,022 0,99 96 Kephyrion spp. Chrysophyceae 99.368 0,015 0,68 97 Zentrale Diatomeen 10-15µm Bacillariophyceae 27.100 0,015 0,65 97 Monoraphidium minutum Chlorophyceae 207.769 0,012 0,52 98 Scenedesmus quadricauda Chlorophyceae 252.936 0,010 0,46 98 Chrysococcus rufescens Chrysophyceae 36.134 0,008 0,36 99 Monoraphidium komarkovae Chlorophyceae 54.201 0,007 0,32 99 Chromulina spp. Chrysophyceae 90.334 0,006 0,27 99 Tetraedron minimum Chlorophyceae 27.100 0,004 0,20 99 Cryptomonas spp. <10µm Cryptophyceae 18.067 0,004 0,19 100


43


Fortsetzung Tab. 3-29

Chromulina minima Chrysophyceae 63.234 0,004 0,19 100 Pseudopedinella erkensis Chrysophyceae 9.033 0,003 0,14 100 Nitzschia spp. 20-40µm Bacillariophyceae 9.033 0,001 0,05 100 Scenedesmus costato-granulatus Chlorophyceae 18.067 0,000 0,01 100

Tab. 3-30: Ergebnis der Auszählung des Zooplankton-Netzfangs im Öjendorfer See Gewässer Öjendorfer See Datum der Probenahme 13.02.2019 Taxon Klasse Biomasse

[mg‧l⁻¹] Anteil an der

Biomasse [%]

Abundanz [Ind.‧l⁻¹]

Abundanz [Ind.‧m⁻³]

Eudiaptomus gracilis Copepoda 0,2739 41,89 3,7 3.667 Daphnia longispina Phyllopoda 0,1621 24,79 3,0 3.000 Synchaeta spec. groß Rotatoria 0,0576 8,80 26,3 26.333 Daphnia cucullata Phyllopoda 0,0219 3,35 1,0 1.000 Bosmina longirostris Phyllopoda 0,0198 3,03 3,3 3.333 Synchaeta spec. klein Rotatoria 0,0193 2,96 36,7 36.667 Cyclops strenuus Copepoda 0,0193 2,96 0,3 333 calanoider Nauplius 200-300 µm Copepoda 0,0176 2,68 11,7 11.667 calanoider Nauplius 300-400 µm Copepoda 0,0138 2,12 5,3 5.333 Eudiaptomus gracilis Copepodit Copepoda 0,0122 1,86 0,7 667 Paracyclops fimbriatus Copepoda 0,0105 1,60 1,3 1.333 Synchaeta pectinata Rotatoria 0,0093 1,42 2,7 2.667 Keratella quadrata Rotatoria 0,0025 0,38 5,0 5.000 cyclopoider Nauplius 100-200 µm Copepoda 0,0023 0,36 4,3 4.333 calanoider Nauplius 100-200 µm Copepoda 0,0021 0,33 3,3 3.333 Diaphanosomas brachyurum Phyllopoda 0,0021 0,32 0,3 333 Brachionus diversicornis Rotatoria 0,0018 0,27 0,7 667 Keratella cochlearis Rotatoria 0,0015 0,24 18,0 18.000 Polyarthra dolichoptera Rotatoria 0,0011 0,16 2,7 2.667 Notholca squamula Rotatoria 0,0007 0,11 4,0 4.000 cyclopoider Nauplius 200-300 µm Copepoda 0,0007 0,11 0,7 667 Conochilus unicornis Rotatoria 0,0003 0,05 0,7 667 Filinia longiseta Rotatoria 0,0003 0,05 1,3 1.333 Tardigrada Sonstiges 0,0003 0,04 0,3 333 Notholca acuminata Rotatoria 0,0003 0,04 0,7 667 Ostracoda Sonstiges 0,0002 0,03 0,3 333 Keratella cochlearis tecta Rotatoria 0,0001 0,02 2,0 2.000 Hexarthra mira Rotatoria 0,0001 0,02 0,3 333 cyclopoider Nauplius <100 µm Copepoda 0,0001 0,01 0,7 667 Nematoda Sonstiges 0,0000 0,01 0,3 333 Tintinniden Sonstiges 0,0000 0,00 1,7 1.667 Summe 0,6539 100,00 143,3 143.333


44


Vergleich der aktuellen Gewässersituation mit der Situation der Vorjahre

pH-Wert und Sauerstoffsättigung waren im Öjendorfer See 2019 etwas geringer, die Sichttiefe deutlich höher als im langjährigen Trend – alles Anzeichen für eine gewisse Deeutrophierung des Gewässers. Hinsichtlich der Nährstoffe, des Chlorophyll a-Wertes und der Phytoplankton-biomasse stellt sich die Situation allerdings etwas ambivalent dar (Abb. 3-12). Der Ge-samtphosphorgehalt ist nach 2018 wieder etwas angestiegen, befindet sich jedoch noch unter-halb des Mittelwertes der vergangenen 20 Jahre. Der Gehalt an gelöstem, reaktivem Phosphor war außerordentlich gering. Ähnliches gilt für die Nitratkonzentration, für die lediglich im Jahr 2003 ein niedrigerer Wert bestimmt wurde. Das Biovolumen des Phytoplanktons ist mit 2,23 mm³‧l⁻¹ im Vergleich der Vorjahre ebenfalls gering. Während im Jahr 2017 insbesondere Schlundgeißler, Gold- und Blaualgen den See dominierten, waren es im darauffolgenden Jahr vor allem Goldalgen und Diatomeen. Im Jahr 2019 haben vornehmlich Schlundgeißler, Di-atomeen, Grünalgen und Panzerflagellaten die Biomasse bestimmt. Trotz des geringen Biovo-lumens des Phytoplanktons lag der Gehalt an Chlorophyll a auf dem Niveau des Vorjahres, in dem jedoch mehr als das Vierfache des Phytoplankton-Biovolumens ermittelt wurde, was sich vermutlich aus dem hohen Anteil an Panzerflagellaten erklärt. Die Ergebnisse des Zooplank-tons liegen deutlich unter denen des langjährigen Mittels und sind vergleichbar mit den Ergeb-nissen der Jahre 2007, 2008, 2010, 2015 und 2016.

Die Gesamthärte erreichte 2019 den höchsten Wert der Beobachtungsreihe, die Säurekapazität lag dagegen im Bereich des langjährigen Mittelwertes (Abb. 3-12). Die Silikatkonzentration erreichte mit 6,90 mg‧l⁻¹ den zweithöchsten gemessenen Wert und lag deutlich oberhalb des langjährigen Mittels für diesen Parameter.

Insgesamt zeigt der Öjendorfer See bereits seit 1999 auffällig schwankende Ergebnisse, beson-ders hinsichtlich der biologischen Parameter. Eine Interpretation ist ohne weitere Daten nicht möglich. Nach den Februarwerten zu urteilen wird sich 2019 vermutlich ein schwach eutropher Zustand einstellen.


45


Abb. 3-12: Vergleich der Parameter für 2019 mit den Vorjahreswerten für den Öjendorfer See

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

9,0

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

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2011

2012

2013

2014

2015

2016

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2018

2019

pH-W

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pH-Wert (Oberfläche)

0100200300400500600700800

1999

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2001

2002

2003

2004

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2007

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2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

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S‧cm

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Leitfähigkeit (Oberfläche)

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1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

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Sauerstoffsättigung (Oberfläche)

0,0

0,5

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1999

2000

2001

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2003

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2015

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2017

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2019

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Sichttiefe (Oberfläche)

0,000

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0,100

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1999

2000

2001

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2016

2017

2018

2019

P in

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l-1

Phosphor (Mischprobe)Gesamt-P DRP

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

1999

2000

2001

2002

2003

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2011

2012

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2014

2015

2016

2017

2018

2019

Nitr

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g‧l-1

Nitrat (Mischprobe)

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

1999

2000

2001

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2003

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2007

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2009

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2012

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2016

2017

2018

2019

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Ges

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mol‧l-1

Säurekapazität und Gesamthärte (Mischprobe)

Gesamthärte Säurekapazität

0

10

20

30

40

50

60

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2001

2002

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2006

2007

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2009

2010

2011

2012

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2014

2015

2016

2017

2018

2019

Chlo

roph

yll a

in µ

g‧l-1

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0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

1999

2000

2001

2002

2003

2004

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2006

2007

2008

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2012

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2014

2015

2016

2017

2018

2019

Biov

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mm

3 ‧l-1

Biovolumen Phytoplankton (Mischprobe)

0500.000

1.000.0001.500.0002.000.0002.500.0003.000.0003.500.0004.000.000

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

Zoop

lank

ton

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d.‧m

-3

Zooplankton (Netzzug)



Kapitel 5.3:

Daten aus der Badegewässerüberwachung

(2007–2018)

Das Kapitel "Daten aus der Badegewässerüberwachung" enthält die Daten aus der

behördlichen Badegewässerüberwachung, die auch über die Internetseite www.hamburg.de/badegewaesser einzusehen sind.

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Kapitel 5.4:

Literatur

Literatur zur Erstellung der Badegewässerprofile:

BLAK – BUND-LÄNDER-ARBEITSKREIS BADEGEWÄSSER (2007): Arbeitshilfe für die Erstellung von Badegewässerprofilen nach Artikel 6 der EG-Badegewässerrichtlinie – (Entwurf vom 16.04.2007) des Bund-Länder-Arbeitskreises Badegewässer, UAG „Praktische Umsetzung“.

EG – EUROPÄISCHE GEMEINSCHAFT (2006): Richtlinie 2006/7/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 15. Februar 2006 über die Qualität der Badegewässer und deren Bewirtschaftung und zur Aufhebung der Richtlinie 76/160/EWG.

EU – EUROPÄISCHE UNION (2011): Durchführungsbeschluss der Kommission vom 27. Mai 2011 zur Einführung eines Symbols zur Information der Öffentlichkeit über die Einstufung von Badegewässern und Badeverbote oder das Abraten vom Baden gemäß der Richtlinie 2006/7/EG des Europäischen Parlaments und des Rates (2011/321/EU). In: Amtsblatt der Europäischen Union vom 31.5.2011; 2011 / 64: S. 38-40.

FHH – FREIE UND HANSESTADT HAMBURG (2008): Verordnung über die Qualität und die Bewirtschaftung der Badegewässer (Badegewässerverordnung) vom 26. Februar 2008. HmbGVBl. Nr. 15 S. 117 – 124.

LAWA – LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER (1999): Vorläufige Richtlinie für eine Erstbewertung von natürlich entstandenen Seen nach trophischen Kriterien. Kulturbuch-Verlag Berlin GmbH.

LAWA – LÄNDERARBEITSGEMEINSCHAFT WASSER (2003): Vorläufige Richtlinie für eine Erstbewertung von Baggerseen nach trophischen Kriterien. Kulturbuch-Verlag Berlin GmbH.

Literatur zum Öjendorfer See:

BEHÖRDE FÜR UMWELT UND ENERGIE (2018): Darstellung der Ergebnisse der behördlichen Badegewässerüberwachung 2004-2018 auf der Internetplattform der BUE: https://www.hamburg.de/badegewaesser.

BIOPLAN – INSTITUT FÜR ANGEWANDTE BIOLOGIE UND LANDSCHAFTSPLANUNG (2019): Untersuchung und Beurteilung der limnologischen Situation an 13 EG-Badegewässern bzw. potenziellen Badegewässern / Limnologische Untersuchungen in Hamburger Badeseen – Winter 2019. Gutachten im Auftrag der Freien und Hansestadt Hamburg, Behörde für Umwelt und Energie, Amt für Wasser, Abwasser und Geologie, Abteilung Wasser-wirtschaft.

FREIE UND HANSESTADT HAMBURG - BEHÖRDE FÜR STADTENTWICKLUNG UND UMWELT -

AMT FÜR UMWELTSCHUTZ (2004): „Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL). Landesinterner Bericht zum Bearbeitungsgebiet Bille Bestandsaufnahme und Erstbewertung (Anhang II/Anhang IV der WRRL).

KEMMERICH & KAUSCH (1991): Limnologische Untersuchung des Öjendorfer Sees im Bezirk Hamburg-Mitte unter besonderer Berücksichtigung der Freizeitnutzung. Angefertigt im Auftrag der Umweltbehörde Hamburg. Hrsg.: Institut für Hydrobiologie und Fischereiwissenschaft der Universität Hamburg.

KLS-GEWÄSSERSCHUTZ (2016): Öjendorfer See – Erfassung des gewässerökologischen Zustandes und Machbarkeitsstudie zur Verbesserung der Wasserqualität. Gutachten im Auftrag der Freien und Hansestadt Hamburg, Behörde für Umwelt und Energie, Amt für Umweltschutz, Abteilung Wasserwirtschaft.

KLSP-GEWÄSSERSCHUTZ (2010): Öjendorfer See – Gewässerökologisches Monitoringprogramm 2009. Gutachten im Auftrag der Freien und Hansestadt Hamburg, Behörde für Stadtentwicklung und Umwelt, Amt für Umweltschutz, Gewässerschutz.

KLS-GEWÄSSERSCHUTZ (2005): Hamburger Badeseen - Zusammenstellung und Auswertung von gewässerökologischen Daten aus den Jahren 1986-2004. Gutachten im Auftrag der Freien und Hansestadt Hamburg, Behörde für Stadtentwicklung und Umwelt, Amt für Umweltschutz, Gewässerschutz. Hamburg.

KLS-GEWÄSSERSCHUTZ (2001): Öjendorfer See und Freibad Duvenstedt - Limnologische Untersuchung August 2001. Gutachten im Auftrag der Umweltbehörde Hamburg, Amt für Umweltschutz, Fachamt für Gewässer und Bodenschutz. Hamburg.

KLS-GEWÄSSERSCHUTZ (1999): Öjendorfer See - Limnologische Untersuchung 1998. - Gutachten im Auftrag der Umweltbehörde Hamburg. Hrsg.: Planungsbüro KLS-Gewässerschutz – Konzepte, Sanierungen, Lösungen im Gewässerschutz, Hamburg.

MOESCHKE, R. (2001): Bestandskundliche Untersuchung der Fischfauna des Öjendorfer Sees, einem Badegewässer der Freien und Hansestadt Hamburg. Hrsg.: Umweltbehörde, Amt für Umweltschutz, Fachamt für Gewässer- und Bodenschutz, Freie und Hansestadt Hamburg, Hamburg.

MÜLLER, U. (1999): Hamburger Sommerbäder. Qualitative und quantitative Untersuchungen des Phytoplanktons 1999. Hamburg.

MÜLLER, U. (2000): Hamburger Sommerbäder. Qualitative und quantitative Untersuchungen des Phytoplanktons 2000. Hamburg.

SPIEKER, JÜRGEN (1999): Öjendorfer See - Limnologische Untersuchung 1998. - Gutachten im Auftrag der Umweltbehörde Hamburg. Hrsg.: KLS Gewässerschutz, Hamburg.

OSCHMANN, N. (1999): Die Hamburger Badegewässer. Bericht aus dem freiwilligen ökologischen Jahr 1998/99. Umweltbehörde Hamburg, Fachamt für Umweltuntersuchungen.

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