HAMBURGS BADEGEWÄSSER BADEGEWÄSSERPROFIL SOMMERBAD OSTENDE · 2019. 11. 21. · Sommerbad Ostende...

HAMBURGS BADEGEWÄSSER

BADEGEWÄSSERPROFIL

SOMMERBAD OSTENDE

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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Sommerbad Ostende – 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 ......................................... 4

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

2.2 Überprüfung und Aktualisierung des Badegewässerprofils ............................. 5

2.3 Übersicht der ermittelten Perzentilwerte der mikrobiologischen Parameter 5

3 Beschreibung, Verschmutzungsursachen und Gefahrenbewertung ................... 6

3.1 Beschreibung der relevanten physikalischen, hydrologischen und geografischen Eigenschaften .......................................................................................... 6

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 Sommerbad Ostende .......................................... 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 (2010)

5.2 Langjährige Untersuchung der Wintersituation (2000–2019)

5.3 Daten aus der Badegewässerüberwachung (2007–2018)

5.4 Literatur

Sommerbad Ostende – Badegewässerprofil gemäß Artikel 6 Hamburger Badegewässerverordnung1


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 das Sommerbad Ostende. 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 das Sommerbad Ostende. 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 Sommerbad Ostende

Feststellung, Bewertung Anmerkungen, Kommentare

Name des Gewässers Sommerbad Ostende Name des Badegewässers1

Sommerbad Ostende

ID Nummer DEHH_PR_5900_102515001 NUTS-Code R12000000102515001 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

Pächter (Freibad Ostende) Erreichbarkeit: Freibad Ostende, Tonndorfer Strand 37, 22045 Hamburg Tel.: 040 / 37025255 www.freibad-ostende.de

Unterhaltungspflichtiger/e des Sees

Bezirksamt Wandsbek Fachamt Management des öffentlichen Raumes

Erreichbarkeit: Bezirksamt Wandsbek Fachamt Management des öffentlichen Raumes Tel.: 040 / 42881 – 2410 [email protected]

Betreiber/in des Badegewässers

Pächter (Freibad Ostende) Erreichbarkeit: s.o.

Bundesland Hamburg Zuständige Behörde Behörde für Umwelt und

Energie; Bezirksamt Wandsbek

Erreichbarkeit: s.o./ Bezirksamt Wandsbek Fachamt Verbraucherschutz, Gewerbe und Umwelt Tel.: 040 / 42881 – 3164 [email protected]

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

Tiefer, geschichteter Kleinsee. Entstehung 1935 aus einer Tongrube.

Lage des Badegewässers Rechts: 3574100 Hoch: 5940500

Lage der Überwachungsstelle:

Länge des Strandes bzw. des Uferabschnitts (m)

100 m

Seefläche 45.000 m² Wassertiefe Maximal: 9,8 m

Mittel: 4,4 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 das Sommerbad Ostende für den Zeitraum 2015–2018 eine ausgezeichnete Badegewässerqualität.

Tabelle 2: Einstufung Sommerbad Ostende

Zeitraum Einstufung

2015–2018

ausgezeichnete

Badegewässerqualität

2014–2017

ausgezeichnete

Badegewässerqualität

2013–2016

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 das Sommerbad Ostende ist nur bei einer Änderung der Einstufung erforderlich.

2.3 Übersicht der ermittelten Perzentilwerte der mikrobiologischen Parameter

Tabelle 3: Übersicht der ermittelten Perzentilwerte für das Sommerbad Ostende

Zeitraum

Escherichia coli Intestinale Enterokokken

95-Perzentil

90-Perzentil

95-Perzentil

90-Perzentil

2015–2018 92,39 70,49 44,12 36,6

2014–2017 98,94 74,78 33,44 28,47

2013–2016 91,63 68,77 50,94 36,29



3 Beschreibung, Verschmutzungsursachen und Gefahrenbewertung

3.1 Beschreibung der relevanten physikalischen, hydrologischen und geografischen Eigenschaften

Lage Das Sommerbad Ostende liegt im Osten des Hamburger Stadtgebietes im Bezirk Hamburg-Wandsbek (Stadtteil Tonndorf) inmitten eines Wohngebietes. Nördlich des Sees mündet die Berner Au in die Wandse, die dann westlich des Sees verläuft, den See aber nicht durchfließt. Im Westen wurde etwa Ende der 1990er Jahre ein Überlauf (PE-Rohrleitung) in die Wandse installiert, der im April 2008 noch einmal um 20 cm tiefer gelegt wurde (persönliche Mitteilung Bezirk Wandsbek, Tiefbauabteilung). Eine Umgebungskarte findet sich in Kapitel 4.1.

Entstehung Der See entstand im Jahr 1935 aus einer ehemaligen Tongrube und wird nur durch Grund- und Niederschlagswasser gespeist (OSCHMANN, 1999).

Morphometrie Vom Ostender Teich liegt keine offizielle Tiefenkarte vor. Der Angelverein hat im Jahr 2003 in Eigenarbeit Tiefenmessungen im Ostender Teich vorgenommen und eine orientierende Tiefenkarte basierend auf Transektmessungen erstellt (Abbildung 2). Die Angaben aus dieser Tiefenvermessung weichen teilweise relativ stark von den Daten im Gutachten von 1996 (SPIEKER, 1996) ab, was vermutlich darauf zurückzuführen ist, dass in der Tiefenvermessung 2003 der Flachwasserbereich des Freibades nicht mit einbezogen wurde. Die Seeoberfläche wird im Gutachten von 1996 mit ca. 45.000 m² angegeben. Diese Angabe ergibt sich auch aus der topographischen Karte. Vom Anglerverein wird eine Seefläche (vermutlich ohne Flachwasserbereich Freibad) von nur 34.273 m² angegeben. Die höchste vom Anglerverein gemessene Wassertiefe beträgt 9,8 m, an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010 wurde eine maximale Wassertiefe von 9,2 m im Mai gemessen. An den folgenden Terminen konnten nur noch knapp über 8 m gemessen werden. Informationen zum Wasserstand an den Untersuchungsterminen und zum Zeitpunkt der Tiefenvermessung durch den Anglerverein liegen nicht vor. Die aus den Tiefenmessungen des Anglervereins berechnete mittlere Wassertiefe liegt bei 5,8 m. Hierbei wurden jedoch nicht die Flachwasserbereiche des Strandbades berücksichtigt. Vermutlich ist die mittlere Wassertiefe auf den gesamten See bezogen geringer (4,4 m). Mit einem Tiefengradient von 2,4 ist das Sommerbad Ostende stabil geschichtet (< 1,5 = ungeschichtet, ≥ 1,5 = geschichtet), es handelt sich um einen dimiktischen See



(Vollzirkulation im Frühjahr und Herbst). Die bekannten morphometrischen Daten sind in Tabelle 4 zusammengestellt.

Nutzung Der nordöstliche Teil des Sees wird als Badegewässer vom Freibad Ostende genutzt. Im deutlich größeren, westlichen Bereich des Ostender Teiches findet eine fischereiliche Nutzung durch Anlieger und den Wandsbeker Sportangler Verein 1961 e.V. statt. Der Verein betreibt ein Vereinshaus mit Bootssteg am Südufer. Am West- und Südufer grenzen Kleingärten an den See.

Trophie Die Trophieeinstufung aus dem Jahr 2010 (siehe aktuelle gewässerökologische Untersuchung in Kapitel 5.1) ergab für das Sommerbad Ostende einen mesotrophen Referenz-Zustand und einen mesotrophen Ist-Zustand, bei dem allerdings Eutrophierungstendenzen zu erkennen sind.

Tabelle 4: Morphometrische Daten des Sommerbad Ostende.

Größte Länge ca. 310 m Größte Tiefe ca. 9,8 m

Größte Breite ca. 240 m Mittlere Tiefe ca. 4,4 m

Seeoberfläche ca. 45.000 m² Tiefengradient ca. 2,4

Seevolumen ca. 200.000 m3 Uferlänge ca. 900 m



Abbildung 2: Tiefenkarte Sommerbad Ostende (WANDSBEKER SPORTANGLER VEREIN, 2003).

BooteSteg

Eingang

Tiefenkarte von Ostende:

Ernst MüllerNeue Parzelle

W

N

O

S

0 - 3m

3 - 5m

5 - 7m

7 - 10m



3.1.1 Allgemeine Beschreibung der relevanten physikalischen, hydrologischen und geografischen Eigenschaften

Tabelle 5: Allgemeine Beschreibung der relevanten physikalischen, hydrologischen u. geografischen Eigenschaften des Sommerbad Ostende.

Parameter Feststellung, Bewertung Anmerkungen, Kommentare

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: 25,6 °C Min: 10,0 °C Mittelwert: 19,1 °C

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

pH-Wert

Jahr: 2008–2018 Max: 9,0 Min: 7,5 Mittelwert: 8,5


Transparenz des Badegewässers

Jahr: 2008–2018 Max: 5,0 m Min: 1,4 m Mittelwert:-


Leitfähigkeit

Jahr: 2000–2019 Max: 411 µS/cm Min: 317 µS/cm Mittelwert: 346 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, 2011) (siehe Kapitel 5.1)

Gemessener Nährstoffgehalt Ist-Zustand LAWA-Trophiebewertung

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

Einstufung basiert auf Daten von 2010 (KLS, 2011) (siehe Kapitel 5.1)

Wassererneuerung

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

Keine genaueren Daten zur Grundwasserdurchströmung vorhanden

Wasseraustauschzeit ! ≤ 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 Sommerbad Ostende.

Parameter Feststellung, Bewertung Anmerkungen, Kommentare

Höhenlage des Badegewässers Tiefland: < 200 m

Größe (Oberfläche) des Einzugsgebietes

vermutlich sehr klein: < 10 km2

Es sind keine Angaben zur EZG-Größe vorhanden, da aber keine oberirdischen Zuflüsse, vermutlich kleines oberirdisches EZG

Geologie des Badegewässers bzw. seines engeren Umfelds sandig Geest

Morphologie des Badegewässers

Beschaffenheit des Untergrunds und des Substrats Struktur des Uferbereichs

Gewässersohle: im Badebereich sandig, ansonsten überwiegend schlammig mit viel Detritus Uferstruktur: überwiegend durch Bade- und Kleingartennutzung verändert. Siehe Kapitel 3.1.3.

Sedimentuntersuchungen Sommer 2010 (KLS, 2011): Wasseranteil: 82,1 % OS Mineralischer Feststoff: 15,4 % OS Organischer Feststoff: 2,5 % OS Phosphorgehalt: 1,1 mgP/gTG

Homogenität des Wasserkörpers

- relativ homogen - stabil geschichtet

Tiefe des Wasserkörpers - mittlere Tiefe: 4,4 m - maximale Tiefe: 9,8 m

Tiefenkarte liegt vor. (WANDSBEKER SPORTANGLER-VEREIN 1961 E.V., 2003) Siehe Kapitel 3.1, Abbildung 2.

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



3.1.3 Uferbeschaffenheit des Sommerbad Ostende

Am 30.04.2008 wurde anhand einer Begehung bzw. Befahrung mit dem Schlauchboot die Uferbeschaffenheit des Sommerbad Ostende aufgenommen. Dabei wurden die Struktur der Uferbereiche, die Beschaffenheit der Gewässersohle im Uferbereich sowie mögliche Belastungsquellen für den See ermittelt. Die Ufer des Sommerbad Ostende wurden dabei in 7 Abschnitte eingeteilt und im Zusammenhang mit den vorliegenden Biotoptypenkarten ausgewertet (Abbildung 3). Die Ergebnisse sind der Tabelle 7 zu entnehmen.

Die Ufer des Sees sind teilweise von großen Bäumen und Gebüsch umstanden. Insgesamt beschränkt sich die Ufervegetation jedoch nur auf einen sehr schmalen Saum, Makrophyten und Röhrichtgewächse kommen nicht vor. Die Ufer fallen größtenteils steil ab und bilden Abbruchkanten. In vielen Abschnitten befinden sich Uferbefestigungen aus Holz oder Eternit. Alle Uferbereiche sind von Nutzungen betroffen: Abschnitt 1 ist der Badestrand und unterliegt komplett der Badenutzung. Die Ufer fallen hier flach ab. Eine Ufervegetation ist nicht vorhanden. Die Abschnitte 2 und 7 gehören ebenfalls zum Freibad, hierbei handelt es sich um Liegewiesen, von denen aus der See durch einen schmalen Ufersaum aus Erlen, Weiden und Eschen sowie durch einen Zaun nicht zugänglich ist. In den Abschnitten 3, 4, 5 und 6 grenzen Kleingärten direkt an den See. Viele der Kleingärten besitzen Steganlagen aus Holz am Ufer. In Abschnitt 4 haben einige der Kleingärten kleine Buchten des Sees scheinbar als eigenes Fischgewässer abgezäunt. Mehrere Kleingartengrundstücke scheinen Wasser aus dem See zu entnehmen und auch einzuleiten. Die Art des eingeleiteten Wassers ist unbekannt und müsste untersucht werden.

Die Gewässersohle ist im Bereich der Badestelle überwiegend sandig. In den übrigen Bereichen ist die Gewässersohle jedoch schlammig mit hohem Detritusanteil. In den Flachwasserbereichen ohne Badenutzung findet eine starke Besiedlung des Sedimentes und der ins Wasser ragenden Baumwurzeln mit Fadenalgen statt.



Abbildung 3: Biotoptypen (Stand 2006) und am 30.04.2008 untersuchte Uferabschnitte des Sommerbad Ostende (Abschnitt 1 – 9).



Tabelle 7: Uferbeschaffenheit des Sommerbad Ostende, Begehung am 30.04.2008.

Abschnitt Biotoptyp Stand 2006

Beschreibung u. -bewertung des Ufer-Streckenabschnitts am 30.04.2008

Foto

1 (ca. 114 m lang)

EX: Sonstige Freizeit- Erholungs- oder Grünanlage

Struktur des Uferbereiches Sandstrand, keine Wasserpflanzen, geringe Uferneigung, dahinter Rasen-Liegeflächen, Nichtschwimmerbereich mit durchlässiger Stahlspundwand abgetrennt Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Sandig bis schlammig Belastungsquellen: Badenutzung, Wasservögel auf der Spundwand

2 a (ca. 134 m lang)


Struktur des Uferbereiches Schmaler Uferstreifen mit geköpften Erlen, wenige Wasserpflanzen (Iris), umgekippter Baum im Wasser, Erlenwurzeln mit Fadenalgen überwuchert, steiles Ufer mit Überhängen, Liegewiese dahinter abgezäunt, kein Zugang zum See Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: überwiegend schlammig, viel Detritus Sonstiges: Schwimmponton (siehe 2 b)





Foto

2 b Wasserfläche

Belastungsquelle: alter, verwitterter und verrosteter Schwimmponton im Wasser, darauf Wasservögel und viel Vogelkot

3 (ca. 96 m

lang)

EX: Sonstige Freizeit- Erholungs- oder Grünanlage EK: Kleingartenanlage

Struktur des Uferbereiches Schmaler Uferstreifen mit Weidengebüsch u.-bäumen, einige Seggen, wenige Teichrosen, stellenweise Rasenflächen und Steganlagen von Kleingärten bis ans Wasser, kleine Abbruchkanten und Überhänge, z.T. Uferbefestigung mit Holzbrettern, Wurzeln von Fadenalgen überwuchert Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Überwiegend schlammig, viel Detritus, Grund bis 4 m in See bis zu ca. 80% mit Fadenalgen bedeckt

4a

(Abschn. 4

insgesamt ca. 89 m

lang)

EK: Kleingartenanlage

Struktur des Uferbereiches Schmaler Uferstreifen mit Bäumen, Weidengebüsch und Wasserpflanzen, geringe Uferneigung Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Schlamm, Detritus, Fadenalgen





Foto

4b (Abschn.

4 insgesamt ca. 89 m

lang)


Struktur des Uferbereiches Kleine Seeausbuchtung als Gartenteich abgetrennt, aber Austausch mit See, Kleingarten mit Stegen und Rasenflächen bis ans Wasser Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Schlamm, Detritus, Fadenalgen

4c (Abschn.


lang)


Struktur des Uferbereiches Kleingärten mit Rasenflächen z.T. direkt bis ans Wasser, Stege, Abbruchkanten und Überhänge, Weidengebüsch, Wasserentnahme oder Einleitung über Schläuche, Ausbuchtung des Sees als Fischteich mit Netz abgetrennt Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Schlamm, Detritus, Fadenalgen Belastungsquellen: Eventuell Abwassereinleitung durch Kleingartenanwohner, Fischteich





Foto

4d (Abschn.


lang)


Struktur des Uferbereiches Kleingärten mit Rasenflächen z.T. direkt bis ans Wasser, Stege, Abbruchkanten und Überhänge, Weidengebüsch, Einleitung über Rohr Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Schlamm, Detritus, Fadenalgen Belastungsquellen: Eventuell Abwassereinleitung durch Kleingartenanwohner

5 (ca. 131 m lang)


Struktur des Uferbereiches kaum Ufervegetation, Rasen und Trampelpfad bis direkt ans Wasser, vereinzelte Erlen, Steilkanten, Bänke und Stege, z.T. alte Uferbefestigungen Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: schlammig, ca. 80 % des Sedimentes mit Fadenalgen bedeckt Belastungsquellen: Eintrag von Nährstoffen über Ufererosion möglich Sonstiges: Abfluss(rohr) des Sees, wurde kurz zuvor tiefer gelegt, Wasserspiegel deshalb um ca. 15 cm gesunken

Abfluss zur Wandse





Foto

6 (ca. 260 m lang)


Struktur des Uferbereiches fast keine Ufervegetation, über-wiegend durchgehende Uferbefestigung aus Holz und Eternit, Rasenflächen der Kleingärten bis ans Ufer, steile Ufer, z.T. Weiden-u. Erlengebüsch, Stege, Bänke Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: schlammig, Sediment zu großen Teilen von Fadenalgen bedeckt Belastungsquellen: von mehreren Kleingärten ragen Drainage- oder Abwasserrohre in den See, beim Angler-Vereinshaus Toilettenhäuschen nah am Ufer

7 (ca. 39 m

lang)


Struktur des Uferbereiches Schmale Baumreihe aus Eschen, Weiden und Erlen, dahinter Rasen-Liegewiese Freibad, Ufer steil Beschaffenheit des Untergrundes und des Substrates: Schlammig, Detritus



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

Die Ermittlung und Bewertung von Verschmutzungsursachen, die das Sommerbad Ostende und die Gesundheit der Badenden beeinträchtigen könnten, sind in den folgenden Tabellen zusammengefasst. Für das Sommerbad Ostende können sich neben der Badenutzung selbst weitere Belastungen durch Einleitungen von Drainage-, Regen oder Abwasser aus den Kleingärten (Abschnitte 4, 5, 6), deren Qualität jedoch noch zu klären ist, ergeben. Während der Befahrung am 30.04.2008 wurden nur wenige Wasservögel gesehen. Die alten Schwimmpontons im Bereich der Badestelle waren jedoch voll mit Vogelkot, was auf einen Vogelrastplatz schließen lässt.

Der See besitzt keine oberirdischen Zuflüsse, sondern wird allein durch Regen und Grundwasser gespeist. Über die Belastungssituation des Grundwassers liegen derzeit keine Daten vor.

Tabelle 8: Zuflüsse und Einleitungen in das Sommerbad Ostende.

Zuflüsse Beschreibung, Erläuterung Bewertung

Oberirdische Zuflüsse Es sind keine oberirdischen Zuflüsse vorhanden. positiv

Grundwasser Beschreibung, Erläuterung Bewertung

Grundwassereintritt in den See ja See wird durch Grundwasser

gespeist

Keine genaueren Daten zur Grundwasserdurchströmung vorhanden.

Einleitungen Beschreibung, Erläuterung Bewertung

Einleitungen aus Kleingärten ja

Diverse Rohre in den Uferabschnitten 4, 5, 6, die aus Kleingärten in den See einleiten. Art des Wassers unbekannt.

eventuell negativ, Art des eingeleiteten Wassers ist zu klären

Abschwemmung von Kleingärten ja

Abschwemmungen von Kleingärten möglich, da steile Ufer und keine Uferrandstreifen

eventuell negativ, wenn Düngemittel und Pestizide in Gärten verwendet werden



Tabelle 9: Nutzungen im Einzugsgebiet, Freizeitaktivitäten und Besonderheiten im Sommerbad Ostende.

Nutzung und Zustand des Umlands im Einzugsbereich Beschreibung / Erläuterung Bewertung

Wohngebiet bzw. Kleingartenanlagen ja

Kleingärten grenzen am gesamten Süd- und Westufer direkt an den See, z.T. Einleitungen unbekannter Art in den See

Eventuell negativ (siehe vorherige Tabelle)

Uferrandstreifen nein

Nur in sehr wenigen Teilbereichen (Abschnitt 2 und 7) ist kein direkter Zugang zum Wasser möglich

Negativ, da Ufererosion und Eintrag von Nährstoffen möglich

Freizeitaktivitäten

Baden ja Sandstrand und Liegewiesen am Nordostufer

„Konzentrierung“ der Badenutzung wird als positiv bewertet

Wassersport (Segeln, Motorboote) nein Es findet keine

Wassersportnutzung im See statt Positiv

Fischerei / Angelsport ja

Es findet Angelnutzung des Sees durch Anlieger und den Wandsbeker Sportangler Verein 1961 e.V. statt

Bewertung ist im Rahmen eines zu erstellenden fischereilichen Bewirtschaftungskonzeptes vorzunehmen

Sonstiges

Vogelaufkommen mit Auswirkungen auf das Gewässer

geringes Vogelaufkommen während der Begehung am 30.04.08, verrottete Schwimmpontons in Nähe der Badestelle jedoch voll mit Vogelkot

Eventuell relevant

Fischbesatz

Jährliche Entnahme: 320 kg Fischbiomasse Jährlicher Besatz: 250–280 kg Fischbiomasse

Bewertung ist im Rahmen eines zu erstellenden fischereilichen Bewirtschaftungskonzeptes vorzunehmen

Zerkarien bisher kein Zerkarienvorkommen aufgefallen

Hohes Aufkommen von Wasservögeln erhöht auch die Gefahr von Zerkarien-Vorkommen

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

Keine Daten zur Sedimentbelastung vorhanden. Bis auf Kleingärten keine Verunreinigungsquellen in der Nähe vorhanden

Eine Belastung der Sedimente durch Pestizide infolge der Kleingarten-bewirtschaftung kann nicht ausgeschlossen werden

Werden Verunreinigungsquellen außerhalb des eigenen örtlichen Zuständigkeitsgebietes vermutet?

nein -



3.3 Bewertung der Gefahr der Massenvermehrung von Cyanobakterien

Bei der behördlichen Badegewässerüberwachung der letzten vier Jahre (2015–2018) wurde zeitweise eine geringe Algenentwicklung 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 bzw. Blaualgen hin untersucht. Bei auffälligen Algenblüten werden von der Behörde jedoch Proben entnommen und auf die Algenzusammensetzung hin untersucht. Es kam demnach in den vergangenen vier Jahren zu keiner auffälligen Massenvermehrung von Cyanobakterien.

Eine Gefahr zukünftiger Massenentwicklungen von Cyanobakterien lässt sich anhand der aktuellen limnologischen Untersuchungen der Sommersituation (2010) (siehe Kapitel 5.1) und der langjährigen Untersuchung der Wintersituation (2000–2019) (siehe Kapitel 5.2) abschätzen. Danach waren die Phytoplanktonbiomassen teilweise erhöht (Mittel Winterbeprobung 2005–2019 4,68 mm³/L, maximale Biomasse Sommerbeprobung 2010 5,3 mm³/L). Cyanobakterien (Blaualgen) machten aber nur einen geringen Anteil des Biovolumens aus (maximal 4 % im Sommer 2010). Blaualgen aus den potentiell toxischen Gattungen Anabaena und Aphanizomenon waren im Phytoplankton vorhanden. Bei den bisherigen Phytoplanktonbiomassen und Nährstoffgehalten ist derzeit aber noch von keiner Massenentwicklung der Cyanobakterien auszugehen. Sollte der Nährstoffeintrag in das Sommerbad Ostende ansteigen (Nutzung und Alterung des Sees), kann eine Massenvermehrung der bereits vorhandenen Cyanobakterien aber nicht ausgeschlossen 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) wurde keine auffällige Algenentwicklung beobachtet, es handelte sich aber nur um eine Sichtprüfung.

Gefahr zukünftiger Massenentwicklungen bei Cyanobakterien

! keine ! gering " mittel ! hoch

Die aktuelle limnologische Untersuchung der Sommersituation (siehe Kapitel 5.1) sowie die langjährige Untersuchung der Wintersituation (siehe Kapitel 5.2) dokumentieren ein erhöhtes Biovolumen und ein Vorkommen von potentiell toxischen Cyanobakterien im Sommerbad Ostende. Die Cyanobakterien machen allerdings nur einen



sehr geringen Anteil des Biovolumens aus. Bei zunehmenden Nährstoffeinträgen infolge der Nutzung und Seealterung kann eine Massenentwicklung der bereits vorhandenen Cyanobakterien in Zukunft nicht ausgeschlossen 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.

Bei der Befahrung des Ostender Teiches am 30.04.2008 (siehe Kapitel 3.1.3) wurde ein massives Wachstum von benthischen Fadenalgen in allen Flachwasserbereichen außerhalb der Badestelle beobachtet. Dies deutet ebenfalls auf eutrophe Verhältnisse hin. Fadenalgen sind jedoch nicht unbedingt als negativ zu bewerten, da sie ähnlich wie die Makrophyten einen starken Nährstoffkonkurrenten zu planktischen Algen darstellen und damit für bessere Sichttiefen sorgen. Submerse Makrophyten wurden bei der Befahrung am 30.04.2008 nicht gesehen. An den Untersuchungsterminen im Jahr 2010 (siehe Kapitel 5.1) wurden vor allem am Südostufer Bestände des rauen Hornblattes (Ceratophyllum demersum), einer frei schwimmenden Wasserpflanze festgestellt, die teilweise stark mit Fadenalgen überwuchert war. Da keine detaillierte Kartierung der Wasserpflanzen vorgenommen wurde, kann nicht ausgeschlossen werden, dass sich weitere Arten von submersen Makrophyten im Ostender Teich befinden, insgesamt scheint aber ein relativ schlecht ausgeprägter, artenarmer Unterwasserpflanzenbestand vorzuliegen. Die Gefahr einer Massenentwicklung von Makrophyten kann daher als eher gering angesehen werden.

Phytoplankton Bei der behördlichen Badegewässerüberwachung der letzten vier Jahre (2015–2018, siehe Kapitel 5.3) wurde zeitweise eine geringe Algenentwicklung beobachtet. Während der aktuellen Untersuchung der Sommersituation (2010,



siehe Kapitel 5.1) lag die Phytoplanktonbiomasse bei 0,5 bis 5,3 mm³/L, während der langjährigen Untersuchung der Wintersituation (2005–2019, siehe Kapitel 5.2) lag die Phytoplanktonbiomasse im Mittel bei 4,68 mm³/L (0,21-12,26 mm³/L).

Das Sommerbad Ostende wies in der aktuellen Untersuchung der Sommersituation 2010 einen mesotrophen Ist-Zustand auf, so dass die Gefahr zukünftiger Phytoplankton-Massenentwicklungen als gering zu bezeichnen ist. Allerdings wurden teilweise bereits erhöhte Biomassen festgestellt (Biomassen über 4 mm³/L charakterisieren bereits eutrophe Verhältnisse). Bei zunehmendem Nährstoffeintrag infolge der Nutzung und Seealterung kann daher eine Gefahr der Massenentwicklung in Zukunft nicht ausgeschlossen werden.

Tabelle 11: Einschätzung der Gefahr einer Massenvermehrung von Makroalgen und Phytoplankton.

Art der Belastung Befund, Einschätzung, Bewertung

Hinweise, Erklärungen, Kommentare

Makroalgen

Makrophyten

! keine " gering ! mittel ! hoch

2010 relativ schlecht ausgeprägter, artenarmer Unterwasserpflanzenbestand, vorwiegend Hornblatt (Ceratophyllum) Gefahr der zukünftigen Massenentwicklung gering.

Fadenalgen


2008 massives Wachstum in den Flachwasserbereichen. Keine Beeinträchtigung der Badenutzung zu erwarten.

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 keine Massenentwicklungen von Phytoplankton dokumentiert. Allerdings wurden teilweise bereits erhöhte Biomassen festgestellt, so dass bei zunehmendem Nährstoffeintrag infolge der Nutzung und Seealterung eine Gefahr der Massenentwicklung in Zukunft nicht ausgeschlossen werden kann.



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

Für das Sommerbad Ostende besteht aufgrund der Bewertung nach 3.2 nicht die Gefahr einer kurzzeitigen Verschmutzung.

Verbleibende, sonstige Verschmutzungen können sich allenfalls durch rastende Vögel im Bereich der Badestelle sowie durch Einleitungen von Drainage-, Regen oder Abwasser aus den Kleingärten (siehe Kapitel 3.1.3), deren Qualität jedoch noch zu klären ist, ergeben. Bei den sonstigen Verschmutzungen kann es sich eventuell um eine Nährstoff- und Keimbelastung handeln. Erhöhte Keimzahlen im Wasser können zudem kurzfristig durch eine sehr starke Badenutzung auftreten.



Kapitel 4:

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Kapitel 5:

Sonstige relevante Informationen



Kapitel 5.1:

Aktuelle Untersuchung der Sommersituation

(2010)

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

(Gewässerökologische Untersuchung 2010) und das Kapitel 5 (Trophische Einstufung) des folgenden Berichtes:

KLS-GEWÄSSERSCHUTZ (2011): Sommerbad Ostende – Gewässerökologisches Monitoringprogramm 2010. Gutachten im Auftrag der Freien und Hansestadt Hamburg, Behörde für Stadtentwicklung und Umwelt, Amt für Umweltschutz,

Abteilung Wasserwirtschaft.

Sommerbad Ostende – Gewässerökologisches Monitoringprogramm 2010 7

KLS – Konzepte, Lösungen, Sanierungen im Gewässerschutz

4 Gewässerökologische Untersuchung 2010

4.1 Untersuchungsumfang

Der Ostender Teich wurde an 6 Terminen (01.04. / 11.05. / 15.6. / 14.07. / 17.08. / 21.09.) im

Jahr 2010 gewässerökologisch untersucht. Die Untersuchungen wurden dabei im Bereich der

größten Wassertiefe (H 5940449, R 3573988) durchgeführt. An allen Untersuchungsterminen

wurde die Sichttiefe bestimmt und ein Tiefenprofil für die Parameter Temperatur, Sauerstoff,

pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit und Chlorophyll in 1m-Schritten bis zum Gewässergrund

aufgenommen. Zusätzlich wurden Wasserproben aus der oberflächennahen Wasserschicht

(tiefenintegrierte Mischprobe) und aus der sedimentnahen Wasserschicht (etwa 1 m über

Gewässergrund) zur Untersuchung der Nährstoffgehalte sowie weiterer gewässerökologisch

wichtiger Parameter entnommen. Neben den Wasserproben wurden Planktonproben

(Phytoplankton und Zooplankton) entnommen. Ergänzend zu den Untersuchungen des

Wasserkörpers wurde am 01.04. eine Sedimentmischprobe entnommen und auf die Phosphor-

Bindungsformen untersucht.

Die Ermittlung der hydrochemischen und –physikalischen, sowie biologischen Parameter

erfolgte in Anlehnung an die Richtlinien der Deutschen Einheitsverfahren zur Wasser-,

Abwasser- und Schlammuntersuchung. Eine Übersicht der Methoden und Modifikationen

befindet sich im Anhang.

4.2 Untersuchungsergebnisse Wasserkörper

4.2.1 Sauerstoff- und Temperatur

Im Wasserkörper von tiefen Seen kommt es während des Sommers zur Ausbildung einer

Temperaturschichtung. Der Wasserkörper gliedert sich in dieser Zeit (etwa im Zeitraum von

Mai bis September) in eine warme, vom Wind durchmischte Oberflächenschicht (Epilim-

nion), eine Übergangszone (Metalimnion) und einen kalten, nicht durchmischten Tiefen-

wasserkörper (Hypolimnion). Die im Ostender Teich im Jahr 2010 gemessenen Temperatur-

und Sauerstoffprofile sind in Abbildung 6 dargestellt.

Am ersten Untersuchungstermin im April war im Wasserkörper des Ostender Teiches bereits

eine beginnende Temperaturschichtung zu beobachten. Das Oberflächenwasser hatte sich bis

in eine Wassertiefe von 2 m bereits auf etwa 8°C erwärmt, wogegen der übrige Wasserkörper

eine Temperatur um 5°C aufwies. Im Oberflächenwasser war eine deutlich Sauerstoff-

übersättigung zu messen (Sauerstoffgehalt 135%) wogegen das Tiefenwasser war zu diesem

Zeitpunkt bereits ab einer Wassertiefe von 6 m nahezu sauerstofffrei war (Sauerstoffgehalt

2%).

Von Mai bis August war eine stabile, sommerliche Temperaturschichtung ausgebildet. Das

Epilimnion war 3-4 m mächtig und erreichte eine maximale Wassertemperatur von 26°C im



Juli. Die Sauerstoffsättigung des Oberflächenwassers lag zwischen 96 und 111%, starke

Übersättigungen wurden nicht festgestellt. Das sauerstofffreie Tiefenwasser erreichte seine

maximale Ausdehnung im August und begann dann bereits ab einer Wassertiefe von 5 m.

Im September war der Wasserkörper bis in eine Wassertiefe von 6 m bereits wieder

durchmischt. Die beginnende Einmischung des Tiefenwassers war auch an den geringen

Sauerstoffsättigungen um 80% zu erkennen. Sauerstofffrei war das Tiefenwasser nur noch

unmittelbar über Grund.

Abbildung 6: Temperatur- und Sauerstoff-Tiefenprofile im Ostender Teich an den Untersuchungs-terminen im Jahr 2010.

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Temperatur

Sauerstoffgehalt

21.09.2010



Im Tiefenwasser wurde auf Grund des Sauerstoffmangels eine starke Freisetzung von

Schwefelwasserstoff (deutlicher H2S-Geruch der Wasserproben) sowie eine Ansiedelung der

Schwefelbakterien Chromatium okenii und Thiopedia rosea (rosa Wasserfärbung) beobachtet.

Abbildung 7: Färbung des Tiefenwassers im Ostender Teich 2010: Links der helle Filter von der Oberflächenwasserprobe (aus 0,3-3,0 m Wassertiefe) und der rötliche Filter von der Tiefenwasser-probe (aus 7,0 m Wassertiefe). Rechts das Schwefelbakterium Thiopedia rosea unter dem Mikroskop bei ca. 125-facher Vergrößerung.

4.2.2 pH-Wert und elektrische Leitfähigkeit

Die Tiefenprofile zum pH-Wert und zur elektrischen Leitfähigkeit geben zum einen Auskunft

über die geologische Hintergrundsituation, zum anderen aber auch über die Produktivität des

Sees. So ist während der Schichtungsphase bei hoher Produktivität von Schwebalgen

(Phytoplankton) und Unterwasserpflanzen (submerse Makrophyten) ein Anstieg des pH-

Wertes und eine Abnahme der elektrischen Leitfähigkeit im Epilimnion zu erwarten, da durch

die Photosynthese-Aktivität der Algen Kohlendioxid und Nährstoffe aus dem Wasser

aufgenommen und Hydroxid-Ionen abgeben werden. Im Hypolimnion ist dagegen mit einer

Abnahme des pH-Wertes und einem Anstieg der elektrischen Leitfähigkeit zu rechnen, da

durch Mineralisationsprozesse Kohlendioxid und Nährstoffe freigesetzt werden.

Der pH-Wert (Abbildung 8) lag im oberflächennahen Wasserkörper im April bereits bei

pH 8,8. In den folgenden Monaten dann aber nur noch zwischen 7,9 und 8,4. Im September

fiel der pH-Wert auf 7,8. Für die Hamburger EU-Badegewässer gilt für den pH-Wert ein

Orientierungswert von pH 6-9 der im Sommerbad Ostende an allen Untersuchungsterminen

eingehalten wurde. Auch aus den Messungen der Badegewässerüberwachung (BSU, 2010)

geht hervor, dass ein pH-Wert von 9,0 bei den Messungen in den Jahren 2004-2010 nicht

überschritten wurde.

Im Tiefenwasser waren die pH-Wert entsprechend niedriger als im Oberflächenwasser und

lagen bei pH 7,0 – 8,0.



Abbildung 8: Temperatur- und pH-Tiefenprofile im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010.

Bei der elektrischen Leitfähigkeit (Abbildung 9), die ein Maß für den Ionengehalt eines

Wassers ist, zeigte sich ein Anstieg unterhalb des Epilimnions. Während die Leitfähigkeit im

oberflächennahen Wasserkörper zwischen 323 und 356 µS/cm lag, stieg sie im sauerstoff-

freien Tiefenwasser bis auf maximal 428 µS/cm an, was auf Mineralisationsprozesse im

Tiefenwasser und Sediment zurückzuführen ist.

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pH-Wert

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Abbildung 9: Temperatur- und Leitfähigkeits-Tiefenprofile im Ostender Teich an den Untersuchungs-terminen im Jahr 2010.

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4.2.3 Gesamthärte und Säurekapazität

Die Gesamthärte eines Wassers wird durch den Gehalt an Calcium- und Magnesium-

Verbindungen bestimmt. Die Gesamthärte schwankte im Ostender Teich im Verlauf des

Untersuchungszeitraumes 2010 im Epilimnion zwischen 1,2 und 1,5 mmol/L und im

Hypolimnion zwischen 1,6 und 1,8 mmol/L (Abbildung 10). Als „weich“ gilt Wasser im

Bereich <1,5 mmol/L, als „mittel“ im Bereich 1,5 – 2,5 mmol/L und als „hart“ im Bereich

>2,5 mmol/L. Das Wasser im Ostender Teich ist damit als „weich“ bis „mittelhart“

einzustufen.

Abbildung 10: Gesamthärte im oberflächennahen Wasserkörper und im Tiefenwasser im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010. (* = Analysenergebnisse aus der Tiefenprobe nicht plausibel. Vermutlich Tiefenprobe mit Oberflächenwasser vermischt, da Wasserschöpfer defekt).

Für die Beurteilung der Gewässersituation ist die Säurekapazität noch aussagekräftiger als

die Gesamthärte. Die Säurekapazität ist abhängig vom Gehalt an Carbonaten und Hydrogen-

carbonaten und ist ein Maß für das Puffervermögen eines Wassers. Je höher die Säure-

kapazität eines Wassers ist, desto geringer sind die Schwankungen des pH-Wertes.

Die Säurekapazität lag im Untersuchungszeitraum 2010 im oberflächennahen Wasserkörper

bei 2,0 – 2,6 mmol/L (Abbildung 11). Die Pufferkapazität des Wassers gegenüber pH-Wert-

Schwankungen ist damit als relativ gut einzustufen. Nach den „Empfehlungen für Planung,

Bau, Instandhaltung und Betrieb von öffentlichen Schwimm- und Badeteichanlagen“ (FLL,

2003) wird für die Säurekapazität ein Leitwert von mindestens 2,0 mmol/L genannt, um eine

sichere Pufferkapazität gegenüber pH-Wert-Schwankungen zu ermöglichen. Diese wird im

Oberflächenwasser des Ostender Teiches an allen Terminen erreicht.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

Ges

am

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e [m

mol/

L]

Epilimnion Hypolimnion

hart(>2,5)

mittel(1,5-2,5)

weich(<1,5)

*



Abbildung 11: Säurekapazität im oberflächennahen Wasserkörper und im Tiefenwasser im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010. (* = Analysenergebnisse aus der Tiefenprobe nicht plausibel. Vermutlich Tiefenprobe mit Oberflächenwasser vermischt, da Wasserschöpfer defekt).

4.2.4 Phosphor

Unter den Nährstoffparametern ist der Phosphor-Gehalt zur Beurteilung der Gewässer-

situation besonders 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 und Unterwasserpflanzen. Die Gehalte an Gesamtphosphor und

gelöstem reaktivem Phosphor (SRP) sind in der Abbildung 12 dargestellt.

Abbildung 12: Phosphorgehalte im oberflächennahen Wasserkörper (Epilimnion) und im Tiefenwasser (Hypolimnion) im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010. (* = Analysenergebnisse aus der Tiefenprobe nicht plausibel. Vermutlich Tiefenprobe mit Oberflächenwasser vermischt, da Wasserschöpfer defekt).

0,0

1,0

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pH

4,3

[m

mol/

L]


*

0,00,10,20,30,40,50,60,70,80,91,0

Ph

osp

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alt

[m

gP

/L]

Epilimnion - Gesamtphosphor Hypolimnion - Gesamtphosphor

Epilimnion - SRP Hypolimnion - SRP

*



Im oberflächennahen Wasserkörper lagen die Gehalte an Gesamtphosphor mit 24 bis

71 µgP/L auf einem relativ niedrigen Niveau. Der Gehalt an SRP schwankte zwischen <5 und

52 µgP/L.

Im Tiefenwasser lagen die Gehalte an Gesamtphosphor zwischen 304 und 872 µg/L. Während

der Gesamtphosphorgehalt im April noch bei relativ niedrigen 304 µg/L lag, stieg er bereits

im Mai auf über 800 µg/L an und blieb an allen folgenden Untersuchungsterminen auf diesem

hohen Niveau. Der Gehalt an SRP lag zwischen 281 und 724 µg/L.

4.2.5 Stickstoff

Neben Phosphor stellt auch Stickstoff, der in Gewässern gelöst als Ammonium, Nitrit und

Nitrat vorliegen kann, einen weiteren wichtigen Nährstoff dar. Bei der Mineralisation von

organischem Material freigesetztes Ammonium wird dabei im Rahmen der bakteriellen

Nitrifikation über Nitrit zu Nitrat oxidiert. Voraussetzung für das vollständige Ablaufen der

Nitrifikation ist das Vorhandensein von Sauerstoff.

Die im Ostender Teich gemessenen Stickstoffgehalte sind in der Abbildung 13 dargestellt.

Der Gesamtstickstoff-Gehalt lag im oberflächennahen Wasserkörper mit Werten zwischen

0,5 und 1,0 mgN/L auf einem niedrigen Niveau. Der Nitrat-N-Gehalt und der Ammonium-

N-Gehalt lagen im oberflächennahen Wasserkörper an allen Untersuchungsterminen im

Bereich der Nachweisgrenze von 0,3 bzw. 0,04 mg/L und damit auf einem durchgehend sehr

niedrigen Niveau. Im Tiefenwasser waren die Gesamtstickstoff-Gehalte mit 1,3 bis 2,2

mgN/L etwas höher als im oberflächennahen Wasserkörper. Dies ist vor allem auf die bei

Sauerstoffmangel ansteigenden Ammoniumgehalte zurückzuführen, die bei maximal

0,76 mgN/L lagen.

Abbildung 13: Gehalte an Gesamtstickstoff, Ammonium-N und Nitrat-N im oberflächennahen Wasserkörper (Epilimnion) und im Tiefenwasser (Hypolimnion) im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010. (* = Analysenergebnisse aus der Tiefenprobe nicht plausibel. Vermutlich Tiefenprobe mit Oberflächenwasser vermischt, da Wasserschöpfer defekt).

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Gesamtstickstoff Ammonium-N Nitrat-N

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/L]

Gesamtstickstoff Ammonium-N Nitrat-N

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< 0

,3

Hypolimnion

< 0

,04

*



Über das Verhältnis von N:P im Oberflächenwasserkörper lässt sich ableiten, ob die

Phytoplanktonentwicklung in einem Gewässer durch Stickstoff- oder Phosphorlimitation

begrenzt wird. Wenn Phytoplankton weder N- noch P-limitiert wächst, ist es in der Regel

durch ein stöchiometrisches N:P Verhältnis von 16:1 charakterisiert. Ist einer der beiden

Nährstoffe in der Biomasse in deutlich geringerer Menge vorhanden als es diesem Verhältnis

entspricht, so ist er mit großer Wahrscheinlichkeit für das Phytoplanktonwachstum

limitierend. Im Epilimnion des Ostender Teiches lag das Verhältnis von N:P im Bereich von

19:1 bis 55:1 und zeigt damit eine Phosphorlimitierung an.

4.2.6 Silizium

Mit dem Gehalt an gelöstem Silizium (Abbildung 14) wurde ein weiterer Algennährstoff

untersucht, der für die Gruppe der Kieselalgen zum Aufbau ihrer Schalen sehr wichtig ist. Das

Verhältnis Silizium:Phosphor beeinflusst die Zusammensetzung der Phytoplanktonbiozönose.

So haben bei hohen Gehalten an gelöstem Silizium im Allgemeinen Kieselalgen einen

Konkurrenzvorteil, während mit abnehmenden Gehalten an gelöstem Silizium der Anteil der

Grün- und Blaualgen an der Gesamtbiomasse des Phytoplanktons zunimmt. Das molare

Verhältnis Si:N:P = 17:16:1 stellt dabei ein Verhältnisoptimum dar.

Im Ostender Teich lag der Gehalt an gelöstem Silizium im Untersuchungszeitraum 2010 im

oberflächennahen Wasserkörper mit 0,07 bis 0,79 mgSi/L auf einem relativ niedrigen Niveau.

Das Verhältnis von Silizium zu Gesamtphosphor lag im Epilimnion an den Untersuchungs-

terminen zwischen 1:1 und 5:1, lediglich am Untersuchungstermin im Juni lag ein Verhältnis

von 36:1 vor. Dies ist ein Hinweis auf einen Konkurrenznachteil der Kieselalgen gegenüber

den anderen Algengruppen. Die Konzentrationen liegen aber in einem Bereich, in dem sich

dennoch Kieselalgen entwickeln können, was sich auch in der Artenzusammensetzung des

Phytoplanktons zeigte (siehe Kapitel 4.2.9).

Im Tiefenwasser waren die Gehalte von gelöstem Silizium deutlich höher und lagen bei 2,0 –

2,5 mgSi/L, da hier beim Abbau der Schalen abgestorbener Kieselalgen eine Freisetzung von

Silizium stattfindet.



Abbildung 14: Silizium-Gehalte (gelöst) im oberflächennahen Wasserkörper (Epilimnion) und im Tiefenwasser (Hypolimnion) im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010. (* = Analysenergebnisse aus der Tiefenprobe nicht plausibel. Vermutlich Tiefenprobe mit Oberflächenwasser vermischt, da Wasserschöpfer defekt).

4.2.7 Gesamt-Eisen

Der Eisengehalt wurde untersucht, weil Eisen in Gewässern ein wichtiger Bindungspartner für

den gewässerökologisch besonders bedeutsamen Nährstoff Phosphor ist. So kann ein hoher

Eisengehalt dazu beitragen, den Phosphorgehalt im Wasserkörper zu reduzieren. Voraus-

setzung für eine Bindung des Phosphors durch Eisen ist allerdings das Vorhandensein von

Sauerstoff.

Die im Ostender Teich im Untersuchungsjahr 2010 gemessenen Gesamteisen-Gehalte sind in

der Abbildung 15 dargestellt. Im Oberflächenwasser war der Eisengehalt sehr gering und lag

an allen Terminen im Bereich der Bestimmungsgrenze von 0,10 mgFe/L. Im Tiefenwasser

stieg der Eisengehalt zu Beginn der sommerlichen Temperaturschichtung durch anaerobe

Freisetzungen aus dem Sediment zunächst bis auf maximal 0,51 mgFe/L im Mai an.

Anschließend kam es im sauerstofffreien Tiefenwasser zur Bildung von Schwefelwasserstoff,

der mit gelöstem Eisen schwerlösliche Verbindungen bildet, die dann auf das Sediment

absinken. Dadurch lag der Gesamteisen-Gehalt an den Untersuchungsterminen von Juni bis

September auch im Tiefenwasser mit Werten zwischen 0,11 und 0,16 mgFe/L auf einem

niedrigen Niveau.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

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3,0

Sil

iziu

mg

eha

lt (

gel

öst

) [m

gS

i/L

]

Silizium (gelöst)


*



Abbildung 15: Gehalte an Gesamt-Eisen im oberflächennahen Wasserkörper (Epilimnion) und im Tiefenwasser (Hypolimnion) im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010. (* = Analysenergebnisse aus der Tiefenprobe nicht plausibel. Vermutlich Tiefenprobe mit Oberflächenwasser vermischt, da Wasserschöpfer defekt).

4.2.8 Sichttiefe und euphotische Zone

Die Sichttiefe in einem Gewässer wird vor allem von den Partikeln bestimmt, die das Wasser

trüben und einzelne Wellenbereiche des Lichtspektrums absorbieren. Hierfür sind in erster

Linie die planktischen Algen über ihre Zellgröße und mit ihrem Pigmentgehalt - insbesondere

ihrem Chlorophyll a-Gehalt - verantwortlich. Darüber hinaus hat auch eine hohe

Zooplanktondichte Einfluss auf die Sichttiefe, insbesondere dann, wenn wenig Phytoplankton

vorhanden ist.

Durch die Bestimmung der Sichttiefe lässt sich abschätzen, bis in welche Wassertiefe noch so

viel Licht eindringt, dass Algen oder höhere Wasserpflanzen 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 im Ostender Teich (Abbildung 16) schwankte während des Untersuchungs-

zeitraumes 2010 zwischen 0,7 und 5,2 m. Die geringste Sichttiefe wurde mit 0,7 m im April

gemessen und wurde vermutlich durch die kleinen, stark Chlorophyll-a haltigen Zellen der zu

diesem Zeitpunkt vorhandenen Algen verursacht (siehe Kapitel 4.2.9). Die höchste Sichttiefe

wurde mit 5,2 m im Mai gemessen. An diesem Termin lag ein für den Frühsommer typisches

Klarwasserstadium vor, das durch die hohe Zooplankton-Populationen im Mai (Abbildung

22) hervorgerufen wurde und sich durch geringe Phytoplanktonbiomassen (Fraßdruck durch

das Zooplankton) und hohe Sichttiefen auszeichnet. An den übrigen Untersuchungsterminen

im Sommer (Juni bis September) lag die Sichttiefe zwischen 2,8 und 3,6 m. Für die

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

Ges

am

t-E

isen

-Geh

alt

[m

gF

e/L

]

Gesamt-Eisen


< 0

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< 0

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< 0

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< 0

,1

*



Hamburger EU-Badegewässer gilt für die Sichttiefe ein Orientierungswert von >1 m der im

Ostender Teich an den Untersuchungsterminen sehr sicher eingehalten wurde. Auch aus den

Messungen der Badegewässerüberwachung (BSU, 2010) geht hervor, dass die Sichttiefen im

Sommerbad Ostende in den Jahren 2004-2010 sehr gut waren und der Orientierungswert an

keinem Termin unterschritten wurde. Im Mittel über die Jahre 2004-2010 lag die in der

behördlichen Überwachung gemessene Sichttiefe bei 3,0 m.

Die euphotische Zone reichte im Ostender Teich im Durchschnitt bis in eine Wassertiefe von

7,2 m, so dass fast der gesamte Seeboden potenziell von Unterwasserpflanzen besiedelbar ist

und auch der Lebensraum des Phytoplanktons bis in diese Wassertiefe reicht. Am

Untersuchungstermin im Mai reichte die euphotische Zone auch an der tiefsten Stelle (>9 m)

bis zum Gewässergrund.

Abbildung 16: Sichttiefe und euphotische Zone im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im

Jahr 2010

4.2.9 Phytoplankton und Chlorophyll a

Die Entwicklung des Phytoplanktons (frei im Wasser schwebende Kleinstalgen) spiegelt die

Produktivität eines Gewässers wider. Je höher der Nährstoffgehalt (insbesondere der

Phosphorgehalt) im Gewässer ist, desto stärker können sich die Algen entwickeln.

Insbesondere in Badegewässern spielt die Phytoplanktonentwicklung eine wichtige Rolle, da

sich hohe Phytoplankton-Biomassen negativ auf die Sichttiefe auswirken können und einige

Arten aus der Gattung der Blaualgen (Cyanobakterien) Toxine bilden können, die eine Gefahr

für Badende darstellen.

Bei der Erfassung des Phytoplanktons wurden nicht nur die Zellenzahlen der am häufigsten

vorhandenen Taxa ausgezählt, sondern durch Vermessen der jeweiligen Phytoplankter auch

deren Biovolumina bestimmt. Anhand der Daten zum Biovolumen des Phytoplanktons lässt

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

Sic

htt

iefe

bzw

. eu

ph

oti

sch

e Z

on

e [m

]

Sichttiefe euphotische Zone



sich die Entwicklung des Phytoplanktons genauer verfolgen, da hierbei nicht nur Zellzahlen,

sondern auch die unterschiedlichen Zellgrößen der verschiedenen Algengruppen berück-

sichtigt werden. Die Zusammensetzung und die Gesamtbiovolumina des Phytoplanktons im

Ostender Teich an den sechs Untersuchungsterminen im Jahr 2010 sind in der Abbildung 17

dargestellt. Das Gesamtbiovolumen des Phytoplanktons lag im Jahr 2010 zwischen 0,6 und

5,3 mm³/L. Die höchsten Biovolumina wurden im August durch eine starke Entwicklung der

Goldalge Mallomonas fastigata und des Panzerflagellaten Ceratium furcoides hervorgerufen.

An den übrigen Terminen lag das Biovolumen auf einem erfreulich geringen Niveau.

Abbildung 17: Gesamtbiovolumen und Zusammensetzung des Phytoplanktons im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010

Das Phytoplankton im April wurde mit 50% des Biovolumens von kleinen Kieselalgen

dominiert. Daneben kamen Schlundgeißler der Gattungen Cryptomonas und Rhodomonas

vor. Auf Grund der kleinen Zellgrößen und des hohen Chlorophyll-a-Gehaltes der Algen war

die Sichttiefe im April mit nur 0,7 m sehr gering.

0

1

2

3

4

5

6

Bio

vo

lum

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[m

m3/L

]

Ostender TeichPhytoplankton 2010

Xantophyceae

(Gelbgrünalgen)

Conjugatophyceae

(Jochalgen)

Cyanophyceae

(Blaualgen)

Unbestimmte

Haptophyceae (Algen

mit Haptonema)

Chlorophyceae

(Grünalgen)

Chrysophyceae

(Goldalgen)

Dinophyceae

(Panzerflagellaten)

Cryptophyta

(Schlundgeißler)

Bacillariophyceae

(Kieselalgen)



Abbildung 18: Phytoplanktonprobe (Lugol-fixiert) vom 01.04.2010.

Zu sehen sind die kleinen Zellen der Kieselalgen und der Schlundgeißler Cryptomonas und Rhodo-

monas, die trotz geringem Biovolumen durch die kleinen Zellen und den hohen Chl-a Gehalt zu einer geringen Sichttiefe im April führten.

Abbildung 19: Phytoplanktonprobe (Lugol-fixiert) vom 17.08.2010.

Zu sehen sind die langen Fortsätze der großen Alge Ceratium, die im August zwar für ein hohes Biovolumen sorgte, durch ihre großen Zellen und den geringen Chl-a-Gehalt aber nicht zu einer Verschlechterung der Sichttiefe führte.

Von Mai bis Juli lag das Biovolumen des Phytoplanktons mit 0,6 bis 0,9 mm³/L auf einem

erfreulich niedrigen Niveau, das sich in hohen Sichttiefen von 3,0 bis 5,2 m widerspiegelte.

Während im Mai noch die Kieselalgen vorherrschten, dominierte im Juni die Haptophycee

Chrysochromulina parva. Außerdem traten im Juni zwei Blaualgenarten der Gattung

Anabaena auf, die aber nur ein sehr geringes Biovolumen erreichten. Im Juli kam dann die

Grünalge Chlorella vulgaris hinzu.

Im August wurde ein sehr hohes Biovolumen von 5,3 mm³/L gemessen. Grund war die starke

Entwicklung der Goldalge Mallomonas fastigata mit 3,1 mm³/L und des Panzerflagellaten

Ceratium furcoides mit 1,3 mm³/L. Da beide Arten im Verhältnis zu ihrem Zellvolumen nur

einen geringen Chlorophyll-a-Gehalt aufweisen, spiegelt sich das hohe Biovolumen nicht in

den gemessenen Chlorophyll-a-Gehalten wieder, die von Mai bis September auf einem sehr

geringen Niveau lagen (siehe Abbildung 20). Auch die Sichttiefe lag mit 2,8 m trotz des

hohen Biovolumens nur wenig niedriger als an den vorherigen Untersuchungsterminen.

Dieses lässt sich auf die Zellform des Panzerflagellaten Ceratium zurückführen, der sich

senkrecht im Wasser positioniert und so eine gute Lichteindringung ermöglicht (siehe

Abbildung 18 und Abbildung 19).

Im September lag das Biovolumen mit 0,7 mm³/L erneut auf einem geringen Niveau.



In Zusammenhang zum Biovolumen des Phytoplanktons steht der Chlorophyll a-Gehalt

(zentrales photosynthetisch aktives Pigment der Pflanzen bzw. Algen). Er lag im Ostender

Teich an den Untersuchungsterminen von Mai bis September auf einem niedrigen Niveau

unter 10 µg/L. Lediglich im April wurde eine deutlich erhöhte Konzentration von 62 µg/L

gemessen (Abbildung 20).

Abbildung 20: Chlorophyll a-Gehalte im oberflächennahen Wasserkörper im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010.

Zusätzlich zur photospektrometrischen Bestimmung des Chlorophyll-a-Gehaltes in der

Mischprobe aus dem oberen Wasserkörper wurden an allen Untersuchungsterminen auch

Tiefenprofile des Chlorophyll-a-Gehaltes aufgenommen (fluorometrische Messung mit einer

Chlorophyll-a-Sonde). Die ermittelten Tiefenprofile sind in der Abbildung 21 dargestellt.

05

101520253035404550556065

Ch

loro

ph

yll

-a [

µg

/L]

Chlorophyll-a



Abbildung 21: Temperatur-, Sauerstoff- und Chlorophyll-a-Tiefenprofile im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010.

Die Sondenmessung bietet den Vorteil, dass Einschichtungen des Phytoplanktons erfasst

werden können. So wurden die höchsten Chlorophyll-a-Gehalte nicht im Bereich der

Wasseroberfläche sondern erst in Wassertiefen von 3-7 m gemessen. In diesen Wassertiefen

ist die Lichtintensität häufig optimaler für das Phytoplankton, wogegen im Bereich der

Wasseroberfläche die Lichtintensität meist zu stark ist, so dass es zur sogenannten

Lichthemmung der Photosynthese kommt. Die tiefe Einschichtung des Phytoplanktons kann

außerdem durch die dort höheren Phosphorgehalte begründet sein.

0 20 40 60 80 100 120 140

0

1

2

3

4

5

6

7

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0 10 20 30 40 50 60 70

Sauerstoffsättigung [%]

Wa

sse

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fe [

m]

Temperatur [°C] Chlorophyll a [µg/L]

Temperatur

Chlorophyll-a

Sauerstoffsättigung

01.04.2010

0 20 40 60 80 100 120 140

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m]


Temperatur

Chlorophyll-a


15.06.2010

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Temperatur

Chlorophyll-a


17.08.2010

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m]


Temperatur

Chlorophyll-a


11.05.2010

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m]


Temperatur

Chlorophyll-a


14.07.2010

0 20 40 60 80 100 120 140

0

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0 10 20 30 40 50 60 70


Wa

sse

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m]


Temperatur

Chlorophyll-a


21.09.2010



Im Ostender Teich waren die Einschichtungen des Phytoplanktons in den Sommermonaten in

so tiefen Bereichen, dass sie mit der epilimnischen Mischprobe – aus der das Phytoplankton

bestimmt wurde – nicht mit erfasst wurden. Hier kann also keine Aussage über den Grund der

hohen Chl-a-Konzentrationen in diesen Tiefen gemacht werden. Am wahrscheinlichsten ist

eine Einschichtung von Phytoplankton. Dies wurde mit zusätzlichen Tiefenprobe aus 6 m

Wassertiefen im Mai als Stichprobe bestätigt (gefundene Arten: Pseudanabaene acicularis

und Cryptomonas sp.). Neben einer Einschichtung von Phytoplankton können die hohen Chl-

a-Konzentrationen aber auch auf eine vermehrte Chlorophyll-Produktion der Algen auf Grund

von Lichtmangel oder auf die vorhandenen Schwefelbakterien (siehe Kapitel 4.2.1)

zurückzuführen sein.

4.2.10 Zooplankton

Die Zusammensetzung des Zooplanktons (im freien Wasserkörper lebende, tierische Kleinst-

organismen) an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010 ist in der Abbildung 22 dargestellt.

Die Zooplankter haben in einem Gewässerökosystem eine wichtige Funktion, da sie sich

hauptsächlich von Phytoplanktonalgen ernähren und somit großen Einfluss auf die Entwick-

lung der Schwebalgen ausüben. Vor allem Cladoceren (Wasserflöhe) aus der Gattung

Daphnia sind sehr effektive Filtrierer und können bei hohen Individuenzahlen die Phyto-

planktonbiomasse erheblich reduzieren.

Abbildung 22: Individuenzahlen des Zooplanktons im Ostender Teich an den Untersuchungsterminen im Jahr 2010.

0

200.000

400.000

600.000

800.000

1.000.000

1.200.000

Ind

ivid

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l [In

d./

m³]

Rotatoria (Rädertiere) Copepoda (Ruderfußkrebse)

Cladocera (Wasserflöhe) Muschel-Larven



Die Gesamt-Individuenzahl des Zooplanktons im Ostender Teich lag im Untersuchungs-

zeitraum 2010 im Durchschnitt bei nur 500.000 Individuen/m³, wobei die Individuenzahlen an

den einzelnen Untersuchungsterminen stark schwankten. Die höchsten Individuenzahlen

wurden mit über 1 Mio. Individuen/m³ im Mai und Juli erreicht.

Das Zooplankton im Ostender Teich wurde an allen Terminen von den Rädertieren

dominiert. Es wurden 17 Arten vorgefunden. An den ersten beiden Untersuchungsterminen

dominierten Kugelrädertiere der Gattung Conochilus mit den Arten C. c.f. unicornis und C.

natans, an den übrigen Terminen die Facettenrädertiere Keratella cochlearis und Keratella

quadrata, das Schwertborstenrädertier Polyarthra sp. und das Drachenrädertier Synchaeta sp.

Die Ruderfußkrebse waren vor allem im Mai häufig, wobei an allen Terminen hauptsächlich

Larven- und Jugendstadien (Nauplien und Copepodide) vorgefunden wurden. Adulte Tiere

wurden in größerer Anzahl nur aus der Gattung Thermocyclops und von der Art Eudiaptomus

gracilis vorgefunden.

Wasserflöhe kamen im Ostender Teich im Durchschnitt mit etwa 23.000 Individuen/m³ vor.

Die höchste Individuenzahl wurde mit 66.000 Individuen/m³ im August erreicht. Die

dominierenden Arten waren zu diesem Zeitpunkt der Rüsselkrebs Bosmina longirostris und

der Helmwasserfloh Daphnia cucullata. Im April und Juni waren mit < 1.000 Individuen/m³

fast keine Wasserflöhe vorhanden. Insgesamt wurden im Ostender Teich vor allem kleine

Wasserfloh-Arten gefunden, größere Arten aus der Gattung Daphnia kamen nur im Frühjahr

in nennenswerten Individuenzahlen vor. Da die großen Arten bevorzugt von Fischen

gefressen werden, könnte die Dominanz kleiner Arten ein Hinweis auf einen zu hohen

Bestand an zooplanktonfressenden Fischen sein.

Neben den genannten Gruppen wurden in den Zooplanktonproben viele Muschel-Larven

gefunden. Eine weitere Bestimmung der Muscheln erfolgte nicht, das Vorkommen im

Netzplankton weist aber darauf hin, dass es im Ostender Teich eine größere

Muschelpopulation gibt. Um nähere Angaben über Artzusammensetzung und Größe des

Bestandes zu bekommen, wären weitere Untersuchungen nötig.



4.3 Untersuchungsergebnisse Sediment

Die Zusammensetzung der Sedimentmischprobe aus dem Ostender Teich vom 01.04.2010 ist

in der Abbildung 23 dargestellt. Es wurden drei Sedimentproben aus dem Tiefenbereich

(Wassertiefe um 9 m) entnommen und zu einer Mischprobe vereinigt. Die Mischprobe besaß

einen Wasseranteil von 82,1%, einen Glühverlust - als Maß für den Anteil an organischer

Substanz - von 2,5% (14,1% der Trockensubstanz) und einem Anteil an mineralischer

Substanz von 15,4%.

Abbildung 23: Zusammensetzung der Sedimentmischprobe aus dem Ostender Teich vom 01.04.2010.

Noch aussagekräftiger als die Sedimentzusammensetzung sind der Gesamtphosphor-Gehalt

des Sedimentes und die Aufteilung des Sedimentphosphors auf die verschiedenen Bindungs-

formen, da sich daraus Hinweise zur Mobilisierbarkeit des Phosphors ableiten lassen. Aus

diesem Grund wurde eine sequentielle Phosphorextraktion der Sedimentmischprobe durch-

geführt. Mit Hilfe der sequentiellen Phosphorextraktion lassen sich die verschiedenen

Bindungsformen im Sediment nachweisen. Eine Übersicht über die einzelnen Fraktionen und

die ihnen zugeordneten Phosphorbindungsformen ist in der Tabelle 3 dargestellt. Der

Phosphor in der NH4Cl-Fraktion kann im Gewässer in der Regel leicht freigesetzt werden.

Die Bicarbonat-Dithionit-Fraktion (BD-Fraktion) enthält den redoxsensitiv gebundenen

Phosphor, der unter anaeroben Bedingungen rückgelöst werden kann. Der Phosphor in der

NaOH-SRP-Fraktion kann unter hohen pH-Werten freigesetzt werden. Über Mineralisa-

tionsprozesse kann der Phosphor aus der NaOH-NRP-Fraktion abgegeben werden. Der in der

HCl-Fraktion enthaltene Phosphor und der Rest-Phosphor sind unter natürlichen Bedingungen

sehr fest gebunden und werden praktisch nicht freigesetzt.

Wasser82,1%

Mineralische Substanz (Trocken-rückstand,

nicht verglühbar)

15,4%

Organische Substanz (Trocken-rückstand, verglühbar)

2,5%

MischprobeSeemitte

01.04.2010



Tabelle 3: Übersicht über die Phosphorfraktionen im sequentiellen Extraktionsverfahren

(SRP = molybdatreaktiver Phosphor; NRP = nichtreaktiver Phosphor)

Fraktion Phosphorbindungsformen

NH4Cl-Fraktion (SRP / NRP)

Im Interstitial befindlicher Phosphor; labil an Oberflächen adsorbierte Phosphate; algenverfügbare Phosphate

BD-SRP-Fraktion An Fe-Hydroxide und Mn-Verbindungen gebunden, unter reduzierenden Bedingungen lösliche Phosphate

BD-NRP-Fraktion Reduktiv lösliche organische P-Verbindungen NaOH-SRP-Fraktion An Oberflächen von Metalloxiden (Al, Fe, ...) gebundene

Phosphate, die gegen OH--Ionen austauschbar sind; in Basen lösliche Phosphate

NaOH-NRP-Fraktion P in Mikroorganismen und Detritus-P; huminstoffgebundene Phosphate

HCl-SRP-Fraktion Carbonatische Anteile und Apatit-P HCl-NRP-Fraktion säurelabiler organischer Phosphor Rest-Phosphor Refraktärer Organischer Phosphor

Die Aufteilung des Sedimentphosphors auf die verschiedenen Bindungsformen in der

Sedimentmischprobe aus dem Ostender Teich vom 01.04.2010 ist in der Abbildung 24

dargestellt.

Abbildung 24: Aufteilung des Sedimentphosphors auf die verschiedenen Bindungsformen in der

Sedimentmischprobe aus dem Ostender Teich vom 01.04.2010.

Der Gesamtphosphor-Gehalt des Sedimentes liegt mit 1,1 mgP/g TS auf einem niedrigen bis

mittleren Niveau. Leicht verfügbarer Phosphor aus dem Porenwasser des Sedimentes (NH4Cl-

Fraktion) war im Sediment des Ostender Teiches mit 0,007 mgP/g TS so gut wie nicht

0,00,10,20,30,40,50,60,70,80,91,01,11,2

NH4Cl-Fraktion

(SRP)

NH4Cl-Fraktion (NRP)

BD-Fraktion

(SRP)

BD-Fraktion (NRP)

NaOH-Fraktion

(SRP)

NaOH-Fraktion (NRP)

HCl-Fraktion

(SRP)

HCl-Fraktion (NRP)

Rest-P Summe P ges.

Ph

osp

ho

rgeh

alt

[m

gP

/g T

S]

Aufteilung des Sediment-Phosphors auf die verschiedenen Bindungsformen

Mischprobe Seemitte 01.04.2010



vorhanden. Der reduktiv (bei Sauerstoffmangel) rücklösbare Phosphor (BD-Fraktion) wurde

mit 0,273 mgP/g TS gemessen. Etwa ein Viertel des im Sediment gebundenen Phosphors

kann also bei Sauerstoffmangel im Tiefenwasser aus dem Sediment freigesetzt werden. Der

größte Anteil des im Sediment enthaltenen Phosphors ist mit 0,393 mgP/g TS der NaOH-

Fraktion zuzuordnen. Etwa die Hälfte (0,180 mgP/g TS) gehört zur NaOH-SRP-Fraktion, die

den unter anderem an Tonminerale und Eisenoxide gebundenen Phosphor enthält. Da dieser

gebundene Phosphor erst bei hohen pH-Werten ab pH 9 in nennenswerter Menge freigesetzt

wird und derart hohe pH-Werte im Tiefenwasser des Ostender Teiches nicht auftreten, kann

dieser Phosphoranteil als dauerhaft festgelegt eingestuft werden. Die andere Hälfte

(0,213 mgP/g TS) ist organikgebundener NaOH-NRP, der bei der Mineralisation des

Sedimentes wieder freigesetzt werden kann. Die beiden HCl-Fraktionen und die Rest-P-

Fraktion enthalten zusammen etwa 0,431 mgP/g TS. Der in diesen Fraktionen gebundene

Phosphor wird unter natürlichen Bedingungen praktisch nicht freisetzt.

Mit dem reduktiv rücklösbaren Phosphor der BD-Fraktion (0,273 mgP/g TS) und dem

mineralisierbaren Phosphor der NaOH-NRP-Fraktion (0,213 mgP/g TS) ist also insgesamt

etwa 0,5 mgP/g TS aus den Sedimenten der tiefen Bereiche des Ostender Teiches potentiell

rücklösbar.



4.4 Unterwasserpflanzen und Ufervegetation

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) und der Fadenalgen 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

Badenutzung des Sees auswirken.

Da der Ostender Teich als EU-Badegewässer gemeldet ist (Nutzung durch das Freibad

Ostende), muss für das Badegewässerprofil eine Abschätzung der Gefahr einer Massen-

vermehrung von submersen Makrophyten angegeben werden. Im Badegewässerprofil für das

Sommerbad Ostende (KLS, 2009) wird beschrieben, dass bei der Befahrung im April 2008

keine submersen Makrophyten vorgefunden wurden. An den Untersuchungsterminen im Jahr

2010 wurden vor allem am Südostufer Bestände des rauen Hornblattes (Ceratophyllum

demersum), einer frei schwimmenden Wasserpflanze festgestellt, die teilweise stark mit

Fadenalgen überwuchert war. Da keine detaillierte Kartierung der Wasserpflanzen

vorgenommen wurde, kann nicht ausgeschlossen werden, dass sich weitere Arten von

submersen Makrophyten im Ostender Teich befinden, insgesamt scheint aber ein relativ

schlecht ausgeprägter, artenarmer Unterwasserpflanzenbestand vorzuliegen.

Abbildung 25: Mit Fadenalgen überwucherte Unterwasserpflanze Ceratophyllum demersum im Ostender Teich am 17.08.2010.



Die Ausprägung der Ufervegetation (Schwimmblattpflanzen, Röhrichtgürtel, Bruchwald-

bereiche) spielt vor allem als Lebensraum für zahlreiche Wasserorganismen eine Rolle.

Außerdem stellt eine gut ausgeprägte Uferzonierung eine effektive Barriere gegen

Nährstoffeinträge durch Abschwemmungen von umliegenden Flächen dar. Eine detaillierte

Kartierung der Uferstrukturen des Ostender Teiches fand im April 2008 für die Erstellung des

Badegewässerprofils (KLS, 2009) nach EG-Badegewässerrichtlinie statt.

Hiernach befindet sich am Nordostufer das Freibad mit Sandstrand und Liegewiesen. In

diesen Uferbereichen ist durch die Nutzung als Badegewässer keine Entwicklung natürlicher

Uferstrukturen möglich. Am Südwest- und Südostufer befinden sich Kleingärten. Hier sind

abschnittsweise schmale naturnähere Ufersäume vorgelagert, größtenteils sind die Ufer aber

befestigt und es ist keine Ufervegetation vorhanden. Röhricht und Schwimmblattpflanzen

fehlen im gesamten See fast vollständig. Im Badegewässerprofil wird vor allem bemängelt,

dass von fast allen Kleingärten Rohreinleitungen in den See existieren. Insgesamt ist die

Ufervegetation als wenig naturnah zu bezeichnen.

Abbildung 26: Links: Freibad mit Sandstrand am Ostufer. Nichtschwimmer- und Schwimmerbereich sind durch ein Metallgitter voneinander getrennt. Rechts: Liegenwiesen und Spielplatz am Nordostufer (Fotos: KLS, 2009).

Abbildung 27: Links: Kleingärten am Südostufer – Die Ufer sind größtenteils befestigt, Bruchwald, Röhricht und Schwimmblattpflanzen fehlen völlig. Rechts: Ufersaum vor den Kleingärten am Westufer. Teilweise sind die Ufer mit Erlen, Weiden und Gebüsch bestanden und fallen relativ flach ab. Röhricht und Schwimmblattpflanzen fehlen aber dennoch fast überall (Fotos: KLS, 2009).



4.5 Fischfauna

Die qualitative und quantitative Zusammensetzung der Fischfauna kann erhebliche

Auswirkungen auf die Wasserqualität von Gewässern haben. Ein zu hoher Anteil

zooplanktonfressender (Weiß-)Fische reduziert die effektiven planktischen Filtrierer

(Cladoceren) und gründelnde Fische (z.B. Karpfen) können sowohl die Trübung erhöhen als

auch das Wachstum von Unterwasserpflanzen beeinträchtigen. Eine gewässerangepasste

Fischfauna kann also zur Beibehaltung und Verbesserung der Gewässersituation beitragen.

Der Ostender Teich wird vom Wandsbeker Sportangler Verein e.V. als Angelgewässer

genutzt. Ein fischereilicher Hegeplan sowie Fang- und Besatzstatistiken sind vorhanden

(Ansprechpartner Herr Grabow, Gewässerwart), lagen aber zum Zeitpunkt der Berichts-

erstellung für das gewässerökologische Monitoringprogramm 2010 nicht vor. Eine

Auswertung der Daten im Zusammenhang mit den gewässerökologischen Daten wäre aber in

jedem Fall sinnvoll und wünschenswert und könnte Hinweise auf die Dringlichkeit der

Durchführung einer bestandskundlichen Befischung geben (siehe auch Kapitel 7).



5 Trophische Einstufung

Die Trophie ist ein zentraler Begriff in der Gewässerökologie und bezeichnet die Intensität

der pflanzlichen Produktion in Gewässern. International üblich werden die Trophiestufen

oligotroph, mesotroph und eutroph unterschieden. Oligotrophe Gewässer sind sehr nähr-

stoffarm, wobei Phosphor der entscheidende Nährstoff ist. Über mesotrophe zu eutrophen

Gewässern steigt der Phosphorgehalt des Wassers immer weiter an und ermöglicht eine

immer stärkere Entwicklung des Phytoplanktons (im freien Wasser schwebende Algen).

Durch die zunehmende Phytoplanktonentwicklung wird die durchschnittliche Sichttiefe

immer geringer. In eutrophen Gewässern kann es darüber 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 Nähr-

stoffeintrag in kleinen und flachen Gewässern schneller zu einer Erhöhung der Trophie

(Eutrophierung) als in großen und tiefen Gewässern.

Die trophische Einstufung des Ostender Teiches wurde anhand der von der LAWA

(Länderarbeitsgemeinschaft Wasser) herausgegebenen Richtlinie für eine Erstbewertung

von natürlich entstandenen Seen nach trophischen Kriterien (LAWA, 1999)

vorgenommen. Parallel wurde der Ist-Zustand des Gewässers außerdem nach der Richtlinie

für die trophische Bewertung von Baggerseen (LAWA, 2003) durchgeführt. Diese ermöglich

für Kleinseen (< 5 ha) allerdings keine Ableitung des Referenzzustandes. Außerdem geht die

Richtlinie von klassischen, durch Kiesabbau entstandenen und stark von Grundwasser

durchströmten Baggerseen aus, so dass für den aus einer Tongrube entstandenen Ostender

Teich die Richtlinie für natürlich entstandene Seen zutreffender ist.

Zur Ermittlung des trophischen Referenz-Zustandes (potentiell natürlicher Zustand) anhand

der Seebeckenmorphometrie werden die Parameter maximale Tiefe sowie effektive Länge

und effektive Breite des Gewässers benötigt. Für den Ostender Teich ergibt sich hieraus eine

Referenzsichttiefe von 3,0 m. Für Kleinseen (< 5 ha) wie den Ostender Teich gilt als

bestmöglicher Referenzzustand der mesotrophe Zustand, oligotrophe Zustände sind für

Kleinseen unwahrscheinlich. Ein mesotropher Referenzzustand gilt für alle Kleinseen mit

einer Referenzsichttiefe > 1,9 m, so dass auch für den Ostender Teich ein mesotropher

Referenzzustand angenommen werden kann.

Zur Ermittlung des trophischen Ist-Zustandes werden Untersuchungsergebnisse für die

Parameter Gesamtphosphor-Gehalt, Chlorophyll a-Gehalt und Sichttiefe aus dem Frühjahr

und Sommer eines Jahres benötigt. Anhand der Daten aus dem Untersuchungsjahr 2010

wurde für den Ostender Teich ein Gesamtindex von 2,4 berechnet, was im oberen Bereich für

den mesotrophen Ist-Zustand liegt (Tabelle 4). Der Ostender Teich befindet sich also am

Übergang vom mesotrophen zum eutrophen Zustand. Nach dem Bewertungsschema für

Baggerseen (LAWA, 2003) würde der Ostender Teich bereits einen Gesamtindex von 2,6 und

damit einen eutrophen Ist-Zustand zugewiesen bekommen. Aus den oben genannten Gründen



ist eine Bewertung nach dem Bewertungsschema für natürlich entstandenen Seen (LAWA,

1999) für den Ostender Teich aber zutreffender.

Tabelle 4: Zuordnung der Trophiegrade (Ist-Zustand) zum Trophie-Gesamtindex (LAWA, 1999)

Gesamtindex trophischer Zustand

0,5 − 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)

Die abschließende Bewertung des trophischen Zustandes erfolgt durch den Vergleich der

Trophie im Ist-Zustand mit der Trophie im Referenz-Zustand. Maßstab der Bewertung ist der

Abstand beider Trophiegrade voneinander, wobei eine siebenstufige Bewertungsskala

verwendet wird (Tabelle 5). Für den Ostender Teich ergibt sich für das Jahr 2010 bei einem

mesotrophen Referenz-Zustand und einem ebenfalls mesotrophen Ist-Zustand die

Bewertungsstufe 1 (Tabelle 6).

Tabelle 5: Bewertungsstufen 1-7 in Abhängigkeit vom trophischen Istzustand und vom Referenzzustand eines Sees (LAWA, 1999)

Ist-Zustand

oligotroph mesotroph eutroph polytroph hypertroph

Symbol o m e1 e2 p1 p2 h

Referenzzustand

o 1 2 3 4 5 6 7

m - 1 2 3 4 6 7

e1 1 2 3 5 7

e2 1 3 5 7

p1 1 4 7

p2, h Kommen definitionsgemäß als Referenzzustand nicht vor

Anhand der Gesamtbewertung lässt sich die Dringlichkeit von Sanierungsmaßnahmen

ableiten. Hier heißt es zur Bewertungsstufe 1: "Insbesondere bei oligo- und mesotrophen Seen



sind alle Möglichkeiten des präventiven Gewässerschutzes zu nutzen, um den Zustand zu

erhalten". Dies gilt natürlich in erster Linie für natürliche Seen. Da es im Norddeutschen

Tiefland allerdings nur wenige dieser Seen gibt, sollten auch künstliche Seen mit oligo- bis

mesotrophem Referenzzustand möglichst in diesem erhalten werden.

Tabelle 6: Trophiebewertung für den Ostender Teich (nach LAWA, 1999)

Referenz-Zustand

Mittlere Tiefe [m] Tiefengradient [ - ]

5,8 2,4

mesotroph (m)

Ist- Zustand

Chlorophyll-a [µg/L] Sichttiefe [m] TP-Frühjahr [µg/L] TP-Sommer [µg/L]

April - -

70 -

Mai 62 5,2 -

38

Jun 8,7 3,0 -

24

Jul 8,1 3,2 -

33

Aug 7,4 2,8 -

52

Sep 2,2 3,6 -

71

Ø 5,9 3,6 70 44

mesotroph (m)

Gesamt-bewertung

Bewertungsstufe 1: Keine Nährstoffbelastung, Referenz- und Istzustand überein-

stimmend; insbesondere bei oligo- und mesotrophen Seen sind alle Möglichkeiten

des präventiven Gewässerschutzes zu nutzen, um den Zustand zu erhalten.

Im Gutachten von 1996 (SPIEKER, 1996) wurde der Ostender Teich noch als eutrophes

Gewässer mit Blaualgenblüten und hohen pH-Werten beschrieben. Im Sommer 1996 musste

das Bad sogar wegen Überschreitung des pH-Grenzwertes (9,0) vorübergehend geschlossen

werden. Die Gewässersituation scheint sich also insgesamt verbessert zu haben, eine Tendenz

zum eutrophen Zustand ist aber immer noch deutlich erkennbar (siehe auch Kapitel 6).



Kapitel 5.2:

Langjährige Untersuchung der Wintersituation

(2000–2019)

Das Kapitel "Langjährige Untersuchung der Wintersituation" enthält das Kapitel

3.10 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

67

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

3.10 Sommerbad Ostende Untersuchungszeitraum: 2000 bis 2019 Datum der Beprobung: 13.02.2019 Wettersituation: bewölkt (100 %), Nieselregen Windgeschwindigkeit: 5,6 m‧s⁻¹ Lufttemperatur: 7 °C Geografische Lage der Probestelle: UTM-RW 32573967 / UTM-HW 5938531 Entnahmetiefen der Mischprobe: 0,3 m / 3,0 m / 6,0 m Eisbedeckung: keine Tab. 3-46: Sondenparameter Sommerbad Ostende

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 4,29 13,93 106,3 7,52 331

3,0 m 4,27 14,29 109,2 7,60 331

6,0 m 4,27 14,34 109,5 7,65 331

Zeitraum 2000-2019 2000-2019 2000-2019 2000-2019 2000-2019

Mittelwert 0,3 m 5,40 14,40 114,0 8,20 346

Minimalwert 0,3 m 2,70 11,20 87,0 7,50 317

Maximalwert 0,3 m 8,30 18,20 147,0 9,00 411 Tab. 3-47: Chemische Parameter Sommerbad Ostende

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 1,9 1,4 0,023 0,130 0,53 0,500

Zeitraum 2001-2019 2009-2019 2000-2019 2000-2019 2002-2019 2000-2019

Mittelwert 2,4 1,5 0,034 0,083 0,35 0,361

Minimalwert 1,9 1,3 0,005 0,045 0,01 0,100

Maximalwert 2,7 1,7 0,069 0,130 1,50 0,700


68


Tab. 3-48: Sichttiefe und biologische Parameter Sommerbad Ostende

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

Phytoplankton in mm³‧l⁻¹

Zooplankton in Individuen‧m⁻³

Mischprobe Mischprobe Netzzug

1,30 53,2 8,10 296.000

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

Mittelwert 1,73 26,6 4,68 340.549

Minimalwert 0,70 4,0 0,21 20.229

Maximalwert 3,80 84,0 12,26 1.671.592

Abb. 3-19: Sondenprofile gemessen in der Wassersäule des Sommerbads Ostende

0

1

2

3

4

5

6

7

4,00 4,50 5,00

Was

serti

efe

in m

Wassertemperatur in °CAA

0

1

2

3

4

5

6

7

200 300 400

Was

serti

efe

in m

Leitfähigkeit in µS‧cm-1B

0

1

2

3

4

5

6

7

7,0 7,5 8,0

Was

serti

efe

in m

pH-WertC

0

1

2

3

4

5

6

7

13,5 14,0 14,5

Was

serti

efe

in m

Sauerstoffgehalt in mg‧l-1D

0

1

2

3

4

5

6

7

100 110 120

Was

serti

efe

in m

Sauerstoffsättigung in %E


69


Kurzbeschreibung der Gewässersituation

Am 13.02.2019 betrug die Sichttiefe im Sommerbad Ostende 1,30 m (Tab. 3-48). Die Wasser-temperatur lag konstant bei 4,27 °C (Tab. 3-46, Abb. 3-19), eine Schichtung war erwartungs-gemäß noch nicht ausgebildet. Der Sauerstoffgehalt betrug zwischen 13,93 mg‧l⁻¹ an der Ober-fläche und 14,34 mg‧l⁻¹ in sechs Metern Wassertiefe. Die Sauerstoffsättigung nahm von 106,3 % mit der Tiefe auf 109,5 % leicht zu. Die Leitfähigkeit lag konstant bei 331 µS‧cm⁻¹. Der pH-Wert stieg nur leicht von 7,52 auf 7,65 an (Tab. 3-46, Abb. 3-19).

Der Gesamtphosphorgehalt der Mischprobe lag bei 0,130 mg P‧l⁻¹ und ist damit als deutlich erhöht zu bewerten, der DRP-Gehalt bei 0,023 mgP‧l⁻¹ (Tab. 3-47). Die Nitratkonzentration betrug 0,500 mg‧l⁻¹ (Tab. 3-47). Die Silikatkonzentration erreichte mit 0,53 mg‧l⁻¹ nur einen niedrigen Wert (Tab. 3-47), der Gehalt an Chlorophyll a war mit 53,2 µg‧l⁻¹ relativ hoch (Tab. 3-48), was mit dem erhöhten Phosphorgehalt korrespondiert. Die Gesamthärte und die Säure-kapazität lagen bei 1,40 bzw. 1,90 mmol‧l⁻¹ (Tab. 3-47).

Bei der Analyse der Mischprobe hinsichtlich des Phytoplanktons wurde ein Biovolumen von 8,095 mm³‧l⁻¹ (Tab. 3-49) ermittelt. Dominiert wurde das Phytoplankton mit etwa 54,9 % von Diatomeen (Bacillariophyceaen), gefolgt von Schlundgeißlern (Cryptophyceaen) mit 37,1 %. Grünalgen (Chlorophyceaen), Goldalgen (Chrysophyceaen) und Panzerflagellaten (Dinophy-ceaen) spielten mit jeweils deutlich unter 5 % nur eine untergeordnete Rolle (Tab. 3-49). Den größten Anteil am Gesamtbiovolumen machten die zentrischen Diatomeen (ca. 47,7 %) und die Gattung Cryptomonas spp. (ca. 35,9 %) aus (Tab. 3-49).

Die Gesamtindividuenzahl des Zooplanktons lag bei 296 Ind‧l⁻¹ (Tab. 3-50). Insgesamt wurden in dem Netzzug vier Klassen nachgewiesen. Das Zooplankton wurde mit 137 Ind‧l⁻¹ von Rä-dertierchen (Rotatoria) dominiert, gefolgt von Individuen der Klasse der Ruderfußkrebse (Co-pepoda) mit etwa 85 Ind‧l⁻¹ sowie Individuen der Klasse der Sonstigen mit etwa 73 Ind‧l⁻¹. Innerhalb der Klasse der Rotatorien kam insbesondere die Art Polyarthra dolichoptera mit 83 Ind‧l⁻¹ vor, bei den Tintinniden (Sonstige) wurden 73 Ind‧l⁻¹ gezählt und bei den Copepoden dominierten die calanoiden und cyclopoiden Nauplien mit jeweils etwa 29 Ind‧l⁻¹ (Tab. 3-50). Die Hauptbiomasse bildeten allerdings die Copepoden.


70


Tab. 3-49: Ergebnis der Phytoplanktonauszählung der Mischprobe für das Sommerbad Ost- ende

Gewässer Sommerbad Ostende Tiefe 0,3 m; 3,0 m; 6,0 m Datum der Probenahme 13.02.2019

Ergebnis Zellzahl 37.357.724 Zellen‧l⁻¹ Ergebnis Biovolumen 8,095 mm³‧l⁻¹ Summe der Phytoplanktonklassen: mm³‧l⁻¹ % mm³‧l⁻¹ % Cyanophyceae 0 0 Conjugatophyceae 0 0 Chrysophyceae 0,212 2,62 Xanthophyceae 0 0 Bacillariophyceae 4,443 54,89 Euglenophyceae 0 0 Dinophyceae 0,112 1,39 Haptophyceae 0 0 Cryptophyceae 3,004 37,11 Prasinophyceae 0 0 Chlorophyceae 0,324 4,00 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

Zentrale Diatomeen 5-10µm Bacillariophyceae 29.268.293 3,395 41,94 42 Cryptomonas spp. 20-25µm Cryptophyceae 609.756 0,988 12,21 54 Cryptomonas spp. 30-35µm Cryptophyceae 203.252 0,858 10,60 65 Cryptomonas spp. 35-40µm Cryptophyceae 81.301 0,637 7,87 73 Asterionella formosa Bacillariophyceae 813.008 0,356 4,39 77 Cryptomonas spp. 25-30µm Cryptophyceae 162.602 0,319 3,94 81 Chlamydomonas spp. Chlorophyceae 528.455 0,310 3,83 85 Zentrale Diatomeen 20-25µm Bacillariophyceae 81.301 0,255 3,14 88 Fragilaria acus 200-250µm Bacillariophyceae 40.650 0,187 2,31 90 Zentrale Diatomeen 10-15µm Bacillariophyceae 284.553 0,153 1,89 92 Gymnodinium spp. Dinophyceae 81.301 0,112 1,39 94 Chrysoflagellaten 5-10µm Chrysophyceae 975.610 0,107 1,33 95 Rhodomonas lacustris Cryptophyceae 2.195.122 0,101 1,24 96 Cryptomonas spp. 10-15µm Cryptophyceae 203.252 0,091 1,13 97 Chromulina spp. Chrysophyceae 1.260.163 0,084 1,04 98 Zentrale Diatomeen 15-20µm Bacillariophyceae 40.650 0,060 0,74 99 Navicula spp. Bacillariophyceae 40.650 0,038 0,47 99 Chromulina minima Chrysophyceae 203.252 0,020 0,25 100 Monoraphidium minutum Chlorophyceae 243.902 0,014 0,17 100 Cryptomonas spp. <10µm Cryptophyceae 40.650 0,010 0,12 100


71


Tab. 3-50: Ergebnis der Auszählung des Zooplankton-Netzfangs im Sommerbad Ostende Gewässer Sommerbad Ostende 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 0,4837 41,81 7,3 7.333 Cyclops spec. Copepoda 0,3658 31,62 6,7 6.667 calanoider Nauplius 300-400 µm Copepoda 0,0597 5,16 15,3 15.333 Polyarthra dolichoptera Rotatoria 0,0474 4,10 83,3 83.333 Eudiaptomus gracilis Copepodit Copepoda 0,0404 3,49 2,7 2.667 Daphnia longispina Phyllopoda 0,0304 2,63 0,7 667 Thermocyclops oithonoides Copepoda 0,0260 2,25 1,3 1.333 calanoider Nauplius 200-300 µm Copepoda 0,0192 1,66 14,0 14.000 Paracyclops fimbriatus Copepoda 0,0189 1,63 2,0 2.000 cyclopoider Nauplius 200-300 µm Copepoda 0,0164 1,42 12,7 12.667 Synchaeta spec. groß Rotatoria 0,0102 0,88 4,0 4.000 Cryptocyclops bicolor Copepoda 0,0088 0,76 0,7 667 Daphnia juvenil Phyllopoda 0,0054 0,47 0,7 667 cyclopoider Nauplius 100-200 µm Copepoda 0,0052 0,45 14,0 14.000 Keratella quadrata Rotatoria 0,0039 0,34 6,7 6.667 calanoider Nauplius 100-200 µm Copepoda 0,0032 0,28 5,3 5.333 Synchaeta pectinata Rotatoria 0,0024 0,20 0,7 667 Synchaeta spec. klein Rotatoria 0,0022 0,19 8,0 8.000 Paracyclops fimbriatus Copepodit Copepoda 0,0021 0,18 0,7 667 Keratella cochlearis Rotatoria 0,0021 0,18 25,3 25.333 Tintinniden Sonstiges 0,0012 0,10 72,7 72.667 Filinia longiseta Rotatoria 0,0008 0,07 2,7 2.667 sonstiger Rotator groß Rotatoria 0,0007 0,06 0,7 667 cyclopoider Nauplius <100 µm Copepoda 0,0003 0,03 2,7 2.667 Ascomorpha ecaudis Rotatoria 0,0002 0,02 0,7 667 Lecane spec. Rotatoria 0,0002 0,01 2,0 2.000 Keratella cochlearis tecta Rotatoria 0,0001 0,01 2,0 2.000 Notholca acuminata Rotatoria 0,0001 0,01 0,7 667 Summe 1,1570 100,00 296,0 296.000


72


Vergleich der aktuellen Gewässersituation mit der Situation der Vorjahre

Bei den physikalischen, chemischen und biologischen Parametern sowie der Sichttiefe sind im Sommerbad Ostende im Vergleich zu den Vorjahren nur geringfügige Unterschiede auszu-machen (Abb. 3-20). Der pH-Wert ist allerdings recht niedrig (der niedrigste, der im Rahmen des Untersuchungsprogramms ermittelt wurde), jedoch liegt er mit etwa 7,5 immer noch im leicht alkalischen Bereich. In den meisten Jahren zuvor lag er jeweils über 8,0, teilweise sogar über 9,0, was für ein Schwimmbad zumindest bei Badebetrieb durchaus problematisch werden kann. Die Leitfähigkeit erreichte 2019 einen geringfügig höheren Wert als in den vergangenen Jahren, insgesamt wurde der Trend zu etwas geringeren Werten jedoch fortgesetzt. Die Ergeb-nisse für die Sauerstoffsättigung und Gesamthärte befanden sich etwa im langjährigen Mittel, die Säurekapazität war 2019 allerdings deutlich niedriger als in den Vorjahren. Die Sichttiefe war mit 1,30 m recht niedrig und auch im Vergleich der vergangenen 20 Jahre befindet sich der Wert deutlich unterhalb des langjährigen Mittels, ist aber vergleichbar mit dem Jahr 2018. Grund für die geringere Sichttiefe war ganz offensichtlich das große Biovolumen des Phyto-planktons, was auch in dem hohen Gehalt an Chlorophyll a zum Ausdruck kam. Lediglich in den Jahren 2010 und 2012 wurde ein höherer Chlorophyll-Gehalt ermittelt; das Biovolumen des Phytoplanktons war nur im Jahr 2012 größer. Während im Jahr 2017 neben Blaualgen ins-besondere Grünalgen und Schlundgeißler das Phytoplankton dominierten, wurden im darauf-folgenden Jahr neben Grünalgen und Schlundgeißlern auch Diatomeen gehäuft nachgewiesen. Im Jahr 2019 stellten die Diatomeen die häufigste Klasse, gefolgt von den Schlundgeißlern. Die Nitratkonzentration erreichte ebenfalls einen deutlich erhöhten Wert, ist jedoch vergleichbar mit der Konzentration in den Jahren 2000 bis 2002 sowie 2016. Im Vergleich mit den zwei vorherigen Jahren ist die Nitratkonzentration deutlich gestiegen. Der Gesamtphosphorgehalt war zuletzt im Jahr 2001 so hoch wie 2019 und auch verglichen mit den vorherigen Jahren ist die Konzentration deutlich erhöht. Der DRP befand sich auf einem relativ niedrigen Niveau, da das Phosphat größtenteils in Phytoplanktonbiomasse gebunden war. Nachdem in den Jahren 2017 und 2018 sehr hohe Individuenzahlen des Zooplanktons ermittelt wurden, fiel das Ergeb-nis in diesem Jahr wieder auf einen Wert zurück, der zwar höher ist als in den meisten Jahren zuvor, jedoch etwas unterhalb des langjährigen Mittelwertes liegt.

Alle ermittelten Messwerte deuten auf eine deutliche Eutrophierung des Gewässers hin, der, so weit möglich, entgegengewirkt werden sollte. Ganz offensichtlich sind die deutlich erhöhten Phosphatgehalte unmittelbar in Phytoplankton umgesetzt worden, was entsprechend zu einer geringeren Sichttiefe führt.


73


Abb. 3-20: Vergleich der Parameter für 2019 mit den Vorjahreswerten für das Sommerbad

Ostende

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

9,0

9,5

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

pH-W

ert

pH-Wert (Oberfläche)

050

100150200250300350400450

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

Leitf

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in µ

S‧cm

-1

Leitfähigkeit (Oberfläche)

020406080

100120140160

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

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Sauerstoffsättigung (Oberfläche)

0,00,51,01,52,02,53,03,54,0

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

Sich

ttief

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m

Sichttiefe (Oberfläche)

0,000

0,050

0,100

0,150

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

P in

mg‧

l-1

Phosphor (Mischprobe)

Gesamt-P DRP

0,00,10,20,30,40,50,60,70,8

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

Nitr

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in m

g‧l-1

Nitrat (Mischprobe)

0,0

1,0

2,0

3,0

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

Säur

ekap

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Ges

amth

ärte

in m

mol‧l-1

Säurekapazität und Gesamthärte (Mischprobe)

Gesamthärte Säurekapazität

0102030405060708090

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

Chlo

roph

yll a

in µ

g‧l-1

Chlorophyll a (Mischprobe)

0,02,04,06,08,0

10,012,014,0

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

Biov

olum

en in

mm

3 ‧l-1

Biovolumen Phytoplankton (Mischprobe)

0200.000400.000600.000800.000

1.000.0001.200.0001.400.0001.600.0001.800.000

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

2019

Zoop

lank

ton

in In

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 Sommerbad Ostende:

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.

KLS-GEWÄSSERSCHUTZ (2011): Sommerbad Ostende – Gewässerökologisches Monitoring-programm 2010. 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.

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

SPIEKER, J., P. LUDWIG & J. KAISER (1996): Sommerbad Ostende - Limnologische Untersuchung und Bewertung sowie Erarbeitung eines Sanierungskonzeptes. Gutachten im Auftrag der Freien und Hansestadt Hamburg, Umweltbehörde, Fachamt für Gewässer- und Bodenschutz. Hrsg.: Institut für Umweltschutz KLS GmbH, Pinneberg.

Date post:	25-Mar-2021
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