Lehrstuhl Gewässerschutz
Brandenburgische Technische Universität
Cottbus
Sächsisches Landesamt für Umwelt,
Landwirtschaft und Geologie -
Werkvertrag
„Konzeption zur Ermittlung
des ökologischen Potentials
von sauren Bergbauseen
anhand der Qualitätskomponente
Phytoplankton“
Az.: 13-0345.44/299
Abschlussbericht
Dr. Dieter Leßmann
Prof. Dr. Brigitte Nixdorf
Cottbus, 2009

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
2
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Inhalt
1
Einleitung ...........................................................................................................................7
2
Inhalte der EU-Wasserrahmenrichtlinie mit besonderer Relevanz für Bergbauseen........9
3
Anmerkungen zu besonderen rechtlichen Grundlagen für Bergbauseen .........................11
4
Ökologische Grundlagen zu sauren Bergbauseen ............................................................12
4.1
Bedeutung von Bergbauseen in Deutschland.........................................................12
4.2
Morphologie von Tagebauseen ..............................................................................14
4.3
Häufigkeit saurer Tagebauseen ..............................................................................14
4.4
Genese saurer Tagebauseen....................................................................................15
4.4.1
Bildung von Eisendisulfiden ......................................................................15
4.4.2 Verwitterung der Eisendisulfide.................................................................16
4.4.3 Hydrogeochemische Genese von Tagebauseen..........................................18
4.5
Wirksame Puffersysteme........................................................................................22
4.6
Muster der Versauerung.........................................................................................22
4.7
Biologie saurer Tagebauseen..................................................................................24
4.7.1
Biologische Besiedlung..............................................................................24
4.7.2
Phytoplanktongemeinschaften bei pH-Werten ≤ 3.....................................25
4.7.3 Phytoplanktongemeinschaften im pH-Bereich 3,5 bis 5,5 .........................27
4.7.4
Zooplankton und weitere Besiedler saurer Tagebauseen ...........................27
4.7.5 Besiedlungsmuster entlang des pH-Gradienten..........................................27
4.7.6
Makrophyten...............................................................................................28
4.7.7
Nahrungsnetz (Beispiel Tagebausee Plessa 117) .......................................29
4.7.8 Nährstoffversorgung und Trophie, saisonale Phytoplanktonsukzession....30
5
Beispiele langfristig saurer Bergbauseen in der Lausitz ..................................................37
6
Grundlagen zur ökologischen Bewertung von sauren Bergbauseen ................................39
7
Grundzüge eines Bewertungsverfahrens für saure Seen ..................................................42
8
Datenbasis der Studie .......................................................................................................44
8.1
Charakteristika der Seen im Datensatz...................................................................44
8.2
Hinweise auf mögliche Datenfehler.......................................................................47

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
3
____________________________________________________________________________________________________
9
Einfluss unterschiedlicher pH-Werte................................................................................49
9.1
Phosphorkonzentrationen.......................................................................................49
9.2
Biomasse-Bildung in Abhängigkeit von der TP-Konzentration ............................50
9.3
Chlorophyll a-Konzentrationen..............................................................................52
9.4
Biodiversität ...........................................................................................................54
9.4.1 Grundlagen.................................................................................................54
9.4.2
Eignung des Shannon-Index für saure Bergbauseen..................................56
10 Phytoplankton-Biomasse und Phosphor-Konzentration...................................................59
11
Das höchste ökologische Potential saurer Bergbauseen und Bewertungsgrundlagen.....63
11.1 Biodiversität ...........................................................................................................63
11.2 Biomasse.................................................................................................................66
11.3 Abgrenzung von höchstem und gutem ökologischen Potential .............................67
11.4 Grundlagen für schlechtere Bewertungseinstufungen............................................69
12
Einfluss der Probennahmehäufigkeit auf die bewertungsrelevanten Kriterien ................71
13 Betrachtung von Bewertungsergebnissen.........................................................................72
14
Zusammenfassung und Schlussfolgerungen.....................................................................77
Danksagung..............................................................................................................................79
Literaturverzeichnis..................................................................................................................80
Anlagen

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Tabellenverzeichnis
Tab. 1:
Präsenz und Dominanz von Phytoplankton-Taxa in Tagebauseen der Lausitz
mit einem pH-Wert ≤ 3.............................................................................................26
Tab. 2:
Charakteristische Phytoplankton- und Zooplankton-Besiedlung
von Bergbauseen in Abhängigkeit vom Versauerungsgrad .....................................28
Tab. 3:
Bei der Datenauswertung berücksichtigte Seen
mit einigen wichtigen Kennwerten...........................................................................46
Tab. 4:
Obere (Biovolumen und Chlorophyll a) bzw. untere Grenzwerte
(Shannon-Index und Evenness) zwischen dem höchsten, guten und
mäßigen ökologischen Potential für die Phytoplanktonzönose anhand
relevanter ökologischer Qualitätselemente...............................................................67
Tab. 5:
Saure Bergbauseen, die als Referenzseen
das höchste ökologische Potential aufweisen...........................................................69
Tab. 6:
Ergebnisse des Vergleichs unterschiedlicher Beprobungsintensitäten (n)
auf die ökologischen Qualitätselemente mittleres Biovolumen (BV), mittlere
Chlorophyll a-Konzentration, maximale Chlorophyll a-Konzentration und
Diversitätsindex (Hs) sowie Evenness (Es)..............................................................71
Tab. 7:
Ergebnisse der vorläufigen Bewertung von langfristig stabil sauren Bergbauseen
nach dem vorgeschlagenen Bewertungsverfahren ...................................................73

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Abbildungsverzeichnis
Abb. 1:
Verteilung der Standgewässer in Deutschland auf verschiedene Nutzungs-
und Ursprungstypen.................................................................................................12
Abb. 2:
Anzahl der erfassten Standgewässer (n = 12.176) mit anteiliger Anzahl der
Braunkohlentagebauseen (n = 569) in den einzelnen Bundsländern.......................12
Abb. 3:
Anzahl der Standgewässer mit einer Fläche
50 ha (n = 981) mit anteiliger
Anzahl der Braunkohlentagebauseen (n = 103) in den Bundsländern.....................13
Abb. 4:
Häufigkeit von Tagebauseen in Deutschland innerhalb verschiedener
pH-Bereiche.............................................................................................................14
Abb. 5:
Sauerstofftiefenverteilung in den Jahren 1996 - 2000 im Tagebausee Plessa 117 ..21
Abb. 6:
Wichtige ökologisch relevante geochemische Prozesse in sauren Tagebauseen.....21
Abb. 7:
Titrationskurve von Wasser aus dem Tagebausee Plessa 111 mit den in den
jeweiligen pH-Bereichen wirksamen Puffersysteme und die zugrunde
liegenden chemischen Reaktionen...........................................................................22
Abb. 8:
pH-Werte und Base- bzw. Säurekapazitäten von Tagebauseen in Brandenburg.....23
Abb. 9:
Verhältnis zwischen dem mittleren pH-Wert und der Anzahl an Phytoplankton-
Taxa in 17 Tagebauseen der Lausitz........................................................................25
Abb. 10: Pelagisches Nahrungsnetz im Tagebausee Plessa 117. Zahlenangaben in Klammern
entsprechen der mittleren Konzentration bzw. Biomasse [μg C L
-1
]
im Jahr 2001.............................................................................................................30
Abb. 11: Trophiestatus von 32 neutralen Tagebauseen in Deutschland anhand der
mittleren TP- und Chl a-Konzentrationen................................................................33
Abb. 12: Trophiestatus von Tagebauseen des Lausitzer Braunkohlenreviers anhand der
mittleren TP- und Chl a-Konzentrationen................................................................33
Abb. 13: TIC-Konzentrationen im Tagebausee Plessa RL 117 in der gesamten Wassersäule
(Profile) bzw. im Epilimnion und im Hypolimnion von 1997 bis 2000..................34
Abb. 14: Chlorophyll a-Konzentrationen im Tagebausee Plessa RL 117 in der gesamten
Wassersäule (Profile) bzw. im Epilimnion und im Hypolimnion
von 1996 bis 2000....................................................................................................35
Abb. 15: Abhängigkeit derPrimärproduktionsraten in Laborexperimenten im sauren
Milieu von den Konzentrationen an TIC und TP.....................................................35
Abb. 16: Schema der durch charakteristische Algentaxa geprägten saisonalen
Phytoplankton-Sukzession im Tagebausee Plessa 117 (pH 2,9). ............................36
Abb. 17: Zeitliche Entwicklung der pH-Werte im Badesee Halbendorf................................37
Abb. 18: Zeitliche Entwicklung der pH-Werte im nördlichen Teilbecken (Elsterfeld)
und im Teilbecken Südfeld des Senftenberger Sees................................................38
Abb. 19: Zeitliche Entwicklung der pH-Werte und der Werte für die Basekapazität im
Felixsee....................................................................................................................38
Abb. 20: Ursprüngliches Typisierungssystem für die Seen Deutschlands
nach Mathes et al. (2002) mit möglichen sauren Untertypen (s-Typen). ................41

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Abb. 21: Lage der in die Datenauswertung einbezogenen Braunkohle-Tagebauseen
in Deutschland..........................................................................................................45
Abb. 22: Verhältnis von mittlerem Biovolumen zu mittlerer Chlorophyll a-Konzentration
im Auswertungsdatensatz im Vergleich mit dem rein rechnerisch
zu erwartenden Ergebnis..........................................................................................48
Abb. 23: Mittlere jährliche TP-Konzentrationen in Bergbauseen mit unterschiedlichen
pH-Werten................................................................................................................50
Abb. 24: Mittleres jährliches Biovolumen des Phytoplanktons in Seen mit
unterschiedlichen pH-Werten. .................................................................................51
Abb. 25: Mittleres jährliches Biovolumen des Phytoplanktons in Seen mit unterschiedlichen
pH-Werten ohne Berücksichtigung der Seen mit pH-Werten ≤ 3. Trendlinie
für die Seen des Typs 13..........................................................................................51
Abb. 26: Gebildetes Biovolumen pro TP-Einheit [in mm³/μg] in Seen mit
unterschiedlichen pH-Werten. .................................................................................52
Abb. 27: Mittlere jährliche Chlorophyll a-Konzentrationen in Abhängigkeit
vom pH-Wert...........................................................................................................53
Abb. 28: Maximale jährliche Chlorophyll a-Konzentrationen in Abhängigkeit
vom pH-Wert...........................................................................................................54
Abb. 29: Shannon-Diversitätsindex Hs der Seen auf der Basis der Daten der Seejahre
in Abhängigkeit vom pH-Wert. ...............................................................................58
Abb. 30: Evenness Es auf der Basis der Seenjahre in Abhängigkeit vom pH-Wert...............58
Abb. 31: Beziehung zwischen TP-Konzentrationen und Phytoplankton-Biovolumen
(Saisonmittelwerte) in pH-neutralen Tagebauseen (TBS) und Baggerseen (BS)....60
Abb. 32: Beziehung zwischen TP-Konzentration und Phytoplankton-Biovolumen
(Jahresmittelwerte) in sauren Bergbauseen..............................................................61
Abb. 33: Beziehung zwischen TP-Konzentration und Chlorophyll a-Konzentration
(Jahresmittelwerte) in sauren Bergbauseen..............................................................61
Abb. 34: Beziehung zwischen TP-Konzentration und maximaler jährlicher
Chlorophyll a-Konzentration in sauren Bergbauseen..............................................62
Abb. 35: Korrelation zwischen Shannon-Diversitätsindex (Hs) und Evenness (Es)..............64
Abb. 36: Verhältnis von Diversitätsindex nach Shannon (Hs) zur Evenness (Es)
mit vorgeschlagenen Bewertungsgrenzen sehr gut/gut und gut/mäßig ...................65
Abb. 37: Beziehung zwischen Shannon-Index (Hs) und Evenness (Es) differenziert
nach den mittleren pH-Werten der Seen..................................................................65
Abb. 38: Festlegung der Bewertungsgrenzen für das höchste (H) und gute (G) ökologische
Potential anhand der ökologischen Qualitätselemente Biovolumen (BV) und
Diversitätsindex (Hs) und Lage der Seen des Datensatzes in Abhängigkeit
von ihren pH-Werten in der Bewertungsmatrix.......................................................68
Abb. 39: Interpolation möglicher weiterer Bewertungsgrenzen für das mäßige und
unbefriedigende ökologische Potential anhand der biologischen
Qualitätselemente Biovolumen (BV) und Diversitätsindex (Hs) ............................70

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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1 Einleitung
Durch die im Jahr 2000 in Kraft getretene EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) wird der
Schutz der europäischen Binnen- und Küstengewässer auf eine ganzheitliche, ökologisch
orientierte Basis gestellt. Flüsse, Seen, Übergangsgewässer, Küstengewässer und Grundwas-
ser sollen in einen „guten ökologischen Zustand“ gebracht und gehalten werden. Alle Mit-
gliedstaaten der Europäischen Union sind verpflichtet, ihre Gewässer in diesem Sinne zu
schützen, zu verbessern, zu sanieren und zu bewirtschaften (EG 2000).
Wesentlicher Teil dieses Gewässerschutzkonzeptes ist die Erarbeitung von ökologisch
basierten Bewertungsverfahren, die die Abweichung des Gewässerzustands von ihrem
anthropogen unbeeinflussten Zustand (Referenzzustand) quantifizieren. Der ökologische
Zustand wird dabei anhand eines fünfstufigen Klassifikationssystems beurteilt, das von „sehr
gut“ bis „schlecht“ reicht. Bei sich daraus ergebendem Handlungsbedarf ist das Ziel aller
Maßnahmen das Erreichen des „guten ökologischen Zustands“.
Für natürliche Seen wurden Bewertungsverfahren erarbeitet, die auf der Analyse biologischer
Komponenten beruhen. Dabei werden die Phytoplankton-, Makrozoobenthos-, Makrophyten-
und Fischzönosen beurteilt. Mit PhytoSee 4.0 (Mischke et al. 2009) steht ein Verfahren zur
Bewertung von Standgewässern anhand der Phytoplanktonzönose sowohl für natürliche Seen
(Mischke et al. 2008) als auch für künstliche und stark veränderte Gewässer (Talsperren,
Speicher, Baggerseen, Bergbauseen) (Hoehn et al. 2009) zur Verfügung. Nach diesem Ver-
fahren können bisher jedoch ausschließlich pH-neutrale Gewässer beurteilt werden.
In Sachsen unterliegen zurzeit neun Bergbauseen aus dem Braunkohlenabbau und vier aus
dem Kiesabbau den Bestimmungen der WRRL. In den nächsten Jahren werden 32 weitere
Seen aus dem Braunkohlenabbau hinzukommen, die sich derzeit noch in der Herstellungs-
phase befinden. Diese Gewässer werden in den Bewirtschaftungsplan aufgenommen, sobald
die Gewässerherstellung entsprechend den wasserrechtlichen Planfeststellungsbeschlüssen
abgeschlossen ist. Eine vorbereitende Überwachung nach WRRL erfolgt bereits jetzt an zwölf
Gewässern, bei denen eine Fertigstellung in absehbarer Zeit erwartet wird (Jenemann,
LfULG, pers. Mitt.).
Zentrale Ziele der Arbeiten im Rahmen des vorliegenden Werkvertrags waren die Klärung der
Frage, ob saure Bergbauseen auch als saure Seen ein gutes ökologisches Potential aufweisen
können und wie in diesem Fall das gute ökologische Potential für diese Seen festgelegt

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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werden kann. Grundzüge eines Bewertungsverfahrens für saure Bergbauseen sollten dann
basierend auf diesen Grundlagen erarbeitet werden. Teilarbeiten umfassten
die Erstellung einer Literaturstudie zu den spezifischen Charakteristika saurer
Bergbauseen,
die Prüfung, ob unter sauren Bergbauseen verschiedene Typen ökologisch zu unter-
scheiden sind,
die Festlegung von Referenzgewässern sowie
vorläufige Bewertungen für ausgewählte Bergbauseen.
Die Ergebnisse der gesamten Bearbeitungen werden im vorliegenden Abschlussbericht
zusammengefasst.

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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2
Inhalte der EU-Wasserrahmenrichtlinie mit besonderer Relevanz
für Bergbauseen
Nach den Bestimmungen der WRRL sind nicht nur alle natürlichen Wasserkörper sondern
auch alle künstlichen Wasserkörper (AWB) und erheblich veränderten Wasserkörper
(HMWB) zu schützen und ihr Zustand ist ggf. so zu verbessern, dass ein Typ-spezifischer
guter ökologischer und chemischer Zustand innerhalb bestimmter Fristen erreicht wird (Arti-
kel 4, Absatz 1). Falls das Erreichen des guten ökologischen Zustands, welcher sich an den
Referenzbedingungen der natürlichen Seentypen orientiert, im Rahmen des Bewirtschaftungs-
zeitraums von 15 Jahren nach Inkrafttreten der WRRL nicht möglich ist, kann eine Auswei-
sung des Gewässers als „künstlich“ oder „erheblich verändert“ erfolgen (siehe CIS 2.2, 2002),
so dass für sie dann das Qualitätsziel „gutes ökologisches Potential“ gilt.
AWB und HMWB können jedoch von vornherein oder zu jedem Zeitpunkt wie natürliche
Wasserkörper behandelt werden mit dem entsprechenden Umweltziel „guter ökologischer
Zustand“. In der Gewässerschutzpraxis werden Bergbauseen zunächst wahrscheinlich
dennoch fast durchgehend vorläufig als künstliche Gewässer ausgewiesen werden, auch wenn
sie einen guten ökologischen Zustand aufweisen bzw. ihn bis 2015 erreichen werden. Auf der
Basis der Ergebnisse laufender Bewertungen sind hier in den kommenden Jahren aber
zahlreiche Änderungen der Einstufung zu erwarten.
(aus: Leitfaden zur Identifizierung und Ausweisung von erheblich veränderten und künst-
lichen Wasserkörpern, CIS-Arbeitsgruppe 2.2, 2002)
Bei der Bewertung künstlicher Wasserkörper lässt sich der Referenzzustand nicht wie bei
natürlichen Gewässern unmittelbar anhand von typidentischen Gewässern ermitteln. Im Ideal-
fall dienen als Referenzgewässer am besten vergleichbare natürliche Wasserkörper. Der Refe-
renzzustand künstlicher Gewässer wird daher als das höchste ökologische Potential definiert,
das den Zustand des Gewässers beschreibt, der sich nach Durchführung aller technisch und

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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finanziell umsetzbaren Sanierungs- und Restaurierungsmaßnahmen einstellt. Dies beinhaltet
alle Maßnahmen, die zur bestmöglichen Wasserqualität unter Berücksichtigung auch der
Gewässernutzungen führen. Die Verpflichtung zur Durchführung von Maßnahmen hängt
dabei auch von den Ergebnissen von Kosten-Nutzen-Analysen ab und unterliegt damit auch
politischen und ökonomischen Entscheidungen.
Dem Aspekt der Beeinträchtigung durch die laufende Nutzung, der bei der Bewertung von
AWBs zu berücksichtigen ist, kommt in Bergbauseen dann keine Bedeutung mehr zu, wenn
sowohl die ursprüngliche Nutzung nicht mehr gegeben ist, aufgrund derer der Wasserkörper
geschaffen wurde, als auch die aktuellen oder geplanten Nach-Nutzungen zu keiner
ökologisch relevanten Belastung führen. Allerdings können möglicherweise dennoch
morphologische oder chemische Veränderungen vorliegen, die mit der nutzungsbedingten
Entstehungsgeschichte zusammenhängen und die Erreichung des guten Zustands verhindern.
Obwohl dieser Fall im CIS-Leitfaden nicht genannt wird, scheint eine Ausweisung als AWB
in diesen Fällen sinnvoll und die Anwendung und Beschreibung von Potentialen eher
angebracht, da hierdurch eine mildere Bewertung von Degradationen ermöglicht wird.
Uneingeschränkt gilt dies für Bergbauseen, die für bestimmte Nach-Nutzungen hergerichtet
wurden. Diese Seen weisen häufig naturferne Strukturen auf, um z.B. eine optimale Nutzung
für wassergebundene Freizeitaktivitäten oder eine Speicherbewirtschaftung ermöglichen zu
können. Die Ausweisung als künstlicher Wasserkörper eröffnet hier die Möglichkeit einer
Bewertung unter Berücksichtigung der zu gewährleistenden Nutzungen.

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3 Anmerkungen zu besonderen rechtlichen Grundlagen für Bergbauseen
Bergbauseen entstehen dadurch, dass nach der Stilllegung eines Bergbaus und der Einstellung
der Grundwasserhebung der Grundwasserspiegel wieder ansteigt und das aufgrund des Mas-
sendefizits durch die Rohstoffentnahme entstandene so genannte Restloch sich mit Wasser
füllt. Zur Sicherung und Nutzbarmachung des sich entwickelnden Gewässers ist eine Reihe
von Sanierungsarbeiten erforderlich, die vor allem Böschungsabflachungen und Verdich-
tungsarbeiten zur Verhinderung des Auftretens von Setzungsfließen umfassen. Im Hinblick
auf zukünftige Nutzungen und die Einbindung in bestehende Gewässersysteme sind aber auch
Maßnahmen durchzuführen, die eine Mindestwasserqualität sicherstellen. Nach Abschluss
entsprechender Sanierungsarbeiten kommt es zu einer Entlassung des Gewässers aus dem
Bergrecht.
Für jeden Tagebau wird ein Braunkohlenplan (bei stillgelegten Tagebauen als Sanierungs-
rahmenplan) aufgestellt. In ihm finden sich Festlegungen zu den Abbaugrenzen und Sicher-
heitslinien des Abbaus, den Grenzen der Grundwasserbeeinflussung, den Haldenflächen und
deren Sicherheitslinien, den fachlichen, räumlichen und zeitlichen Vorgaben, den Grundzügen
der Wiedernutzbarmachung der Oberfläche, zur anzustrebenden Landschaftsentwicklung im
Rahmen der Wiedernutzbarmachung sowie zur Revitalisierung von Siedlungen und den
Räumen, in denen Änderungen an Verkehrswegen, Vorflutern, Leitungen aller Art vorzu-
nehmen sind
(http://www.landesentwicklung.sachsen.de/2385.htm).
Für die weitaus meisten größeren Bergbauseen bedeuten die Festlegungen in den Sanierungs-
rahmenplänen, dass im Zuge der Sicherungs- und Sanierungsarbeiten Anhebungen des pH-
Werts notwendig sind, um vorgegebene Nutzungsziele wie z.B. Badesee (lt. BMU Bade-
nutzung ab pH 3,5 bis 4 möglich) und Fischereigewässer (pH > 6) erreichen zu können. Auch
eine Speicherbewirtschaftung erfordert in der Regel im See einen pH-Wert im schwach
sauren bis neutralen Bereich, wenn keine gesonderte Behandlung der Ausleitwässer erfolgen
soll, um Schädigung der Biozönose im Seewasser aufnehmenden Gewässer auszuschließen.
Allerdings gibt es Seen, bei denen mit wirtschaftlich vertretbarem Aufwand zurzeit im See
selbst keine ausreichende Anhebung des pH-Werts oder eine Neutralisation möglich sind oder
die bereits aus dem Bergrecht entlassen worden sind und permanent saure pH-Werte
aufweisen. Dies bedeutet, dass gemäß den Bestimmungen der WRRL nicht nur pH-neutrale
natürliche und künstliche Seen sondern auch eine Reihe saurer Seen anthropogenen
Ursprungs nach den Bestimmungen der WRRL zu bewerten und ggf. zu sanieren sind.

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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4 Ökologische Grundlagen zu sauren Bergbauseen
4.1 Bedeutung von Bergbauseen in Deutschland
Nach Schätzungen gibt es in Deutschland ca. 15.000 bis 20.000 Seen mit einer Fläche
1 ha.
Bei 12.176 erfassten Standgewässern konnten 35 Entstehungs- oder Nutzungstypen unter-
schieden werden (Abb. 1). Bei 43,1% der Seen blieb der Gewässertyp jedoch ungeklärt (Nix-
dorf et al. 2002).
Abb. 1: Verteilung der Standgewässer in Deutschland auf verschiedene Nutzungs- und
Ursprungstypen (Nixdorf et al. 2002).
Abb. 2: Anzahl der erfassten Standgewässer (n = 12.176) mit anteiliger Anzahl der Braun-
kohlentagebauseen (n = 569) in den einzelnen Bundsländern.

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Die meisten Standgewässer sind in den Bundesländern Brandenburg, Baden-Württemberg
und in Mecklenburg-Vorpommern anzutreffen (Abb. 2). Braunkohlentagebauseen gibt es in
Nordrhein-Westfalen, Sachsen, Brandenburg, Sachsen-Anhalt, Thüringen, Niedersachsen,
Hessen und Bayern. Im UBA-Projekt „Braunkohlentagebauseen in Deutschland“ (Nixdorf et
al. 2001) wurden über 489 Tagebauseen in Deutschland erfasst. Durch weitere Recherchen
ergab sich ein Anstieg auf 569 Seen, die aus den Abbau von Braunkohle hervorgegangen sind
(Nixdorf et al. 2002). Es ist jedoch davon auszugehen, dass die tatsächliche Anzahl noch dar-
über liegen dürfte, da die meisten Seen sich in Brandenburg befinden, das einen sehr hohen
Anteil sehr kleiner Bergbauseen hat, die oft gar nicht mehr als solche zu erkennen sind.
In Deutschland gibt es 981 Standgewässer mit einer Fläche
50 ha. Die mit Abstand meisten
von ihnen befinden sich in den Bundesländern Brandenburg, Mecklenburg-Vorpommern und
Bayern. Unter ihnen sind 103 Braunkohlentagebauseen, die eine Fläche von≥ 50 ha aufwei-
sen. Die größte Anzahl an großen Bergbauseen ist in Sachsen zu finden (Abb. 3). Daneben
gibt es größere Tagebauseen in Sachsen-Anhalt, Brandenburg, Nordrhein-Westfalen, Bayern
und Hessen.
Abb. 3:
Anzahl der Standgewässer mit einer Fläche
50 ha (n = 981) mit anteiliger Anzahl
der Braunkohlentagebauseen (n = 103) in den Bundsländern.

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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4.2 Morphologie von Tagebauseen
Bedingt durch technologische Gegebenheiten während des Abbaus der Braunkohle herrscht
eine große morphologische Vielfalt unter den Tagebauseen. Einige Tagebauseen wie der
Hambacher See (ab ca. 2080), der Garzweiler See (ab ca. 2045), der Goitschesee oder der
Geiseltalsee werden zu den größten Seen in Deutschland gehören. Neben diesen Seen, die
eine relativ einfache morphologische Hohlform bei sehr kleiner Uferentwicklung mit
entsprechend sehr großen maximalen und mittleren Tiefen aufweisen, kommen auch
komplexere morphologische Formen vor. Es gibt Tagebauseen, in denen sich Inseln (z.B.
Gräbendorfer See, Lohsa II) befinden und die auch ausgeprägte Flachwasserbereiche (z.B.
Spreetal-Südostschlauch) aufweisen. Flachseen stellen unter Tagebauseen jedoch eher eine
Ausnahme dar, so dass der typische Bergbausee der sich in den Sommermonaten längere Zeit
schichtende See ist.
4.3 Häufigkeit saurer Tagebauseen
Rund 35 % der Braunkohlentagebauseen in Deutschland weisen einen pH-Wert
4,3 auf
(Abb. 4) (Stand 2002). Insbesondere in der Lausitz stellen saure Seen einen sehr hohen Anteil
an der Gesamtzahl der Tagebauseen.
Abb. 4:
Häufigkeit von Tagebauseen in Deutschland innerhalb verschiedener pH-Bereiche
(aus Geller 2004).

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4.4 Genese saurer Tagebauseen
1
4.4.1 Bildung von Eisendisulfiden
Die Bildung von Eisendisulfiden ist meist ein langsam ablaufender geochemischer Prozess,
der sich in einem anoxischen geochemischen Milieu vollzieht (Evangelou 1994). Die Bildung
von Eisendisulfiden im Deckgebirge des Zweiten Lausitzer Flözhorizontes hat sowohl
syngenetisch (zeitgleich mit der Entstehung der Schichten) als auch postgenetisch (nach der
Entstehung der Schichten) stattgefunden. Die syngenetische Bildung von Eisendisufilden
findet in Schlicksedimenten und Moorböden statt, die reich an organischem Substrat sind.
Aktuell kann die Bildung von Eisendisulfiden z. B. in den Schlicksedimenten der Watten-
meere beobachtet werden. Die Eisendisulfide in den Kohle- und den begleitenden Schluff-
horizonten sind auf vergleichbare Bildungsbedingungen zurückzuführen. Die Eisendisulfide
liegen hier deshalb stratiform (horizontgebunden) vor. Die postgenetische Entstehung von
Eisendisulfiden wird durch den Aufstieg schwefel- und schwefelwasserstoffhaltiger hydro-
thermaler Lösungen aus tieferen Schichten in die oberflächennahen Gesteinshorizonte
verursacht. Postgenetisch entstandene Eisendisulfide sind deshalb direkt oder indirekt an
tektonische Strukturen gebunden. Unter bestimmten geochemischen Bedingungen, wie das
Vorhandensein von organischem Material und Eisen(III)mineralen, bilden sich schließlich
Eisendisulfide. Diese werden deshalb auch in Schichten gefunden, wie z. B. in grobklasti-
schen fluviatilen Sedimenten des quartären Deckgebirges, die weitab von den geochemischen
Verhältnissen der Schichten liegen, in denen sich die Eisendisulfide syngenetisch gebildet
haben. Hier kommen die Eisendisulfide häufig als Konkretionen vor.
Braunkohleabraumkippen der Lausitz, die überwiegend aus tertiären Sedimenten geschüttet
wurden, enthalten zwischen 0,2 bis 1,0 Masse-% Schwefel. Dieser Schwefel besteht aus
anorganischen und organischen Fraktionen. Das Verhältnis liegt im Mittel bei rund 2:1 zu
Gunsten der anorganischen Fraktionen. Die originären tertiären Sedimente enthalten als anor-
ganischen Schwefel fast ausschließlich disulfidischen Schwefel. Monosulfidischer, sulfati-
scher und elementarer Schwefel lassen sich praktisch nicht nachweisen. Mineralogische
Untersuchungen der tertiären Sedimente des Lausitzer Braunkohlenreviers zeigen, dass die
Eisendisulfide überwiegend aus Markasit (FeS
2
, rhombisch) und nur untergeordnet aus Pyrit
(FeS
2
, kubisch) bestehen.
1
aus und nach: Uhlmann, W., C. Nitsche, V. Neumann, I. Guderitz, D. Leßmann, B. Nixdorf & M. Hemm,
2001: Tagebauseen: Wasserbeschaffenheit und wassergütewirtschaftliche Sanierung - Konzeptionelle Vorstel-
lung und erste Erfahrungen. – Landesumweltamt Brandenburg, Studien und Tagungsberichte 35.

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Die Eisendisulfide kommen in unterschiedlicher fazieller Umgebung des tertiären Deckgebir-
ges vor. Sie können sowohl in schluffige, kohlige als auch in sandige Fazies eingebettet sein.
Darüber hinaus werden lokal beträchtliche Mengen an Pyrit/Markasit-Konkretionen gefunden.
Die höchsten Schwefelgehalte weisen i. d. R. die schluffig-tonigen Begleithorizonte der
Kohleflöze auf. Hier ist der Anteil des organisch gebundenen Schwefels höher und über-
schreitet stellenweise 50 % des Gesamtschwefelgehaltes. In den sandigen Fazies liegt Schwe-
fel dagegen fast ausschließlich als anorganischer disulfidischer Schwefel vor.
4.4.2 Verwitterung der Eisendisulfide
Umgangssprachlich wird meist von der Pyritverwitterung schlechthin gesprochen. Tatsächlich
ist die Verwitterung von Eisendisulfiden gemeint. Die Pyritverwitterung gehört zu den am
besten untersuchten umweltgeochemischen Prozessen. Dennoch existieren differenzierte
Vorstellungen insbesondere zur Kinetik der Pyritverwitterung. Die Pyritverwitterung in den
Braunkohleabraumkippen wird durch Sauerstoff und Wasser verursacht. Sie kann durch
folgende stöchiometrische Bruttogleichung beschrieben werden:
Infolge der Pyritverwitterung entstehen unter oxischen Bedingungen hauptsächlich
Eisen(III)hydroxid und Schwefelsäure. Bei pH > 3,5 fällt Eisen(III)hydroxid aus. Minera-
logische Untersuchungen belegen, dass verwitterter Markasit/Pyrit meist mit Eisen(III)hydro-
xiden, -oxidhydraten und -oxiden vergesellschaftet ist. Die Schwefelsäure ist eine starke
Säure; sie bewirkt eine Verringerung des pH-Wertes. Bei niedrigen pH-Werten verbessert
sich die Löslichkeit von Eisen(III)-hydroxid und anderen Eisen(III)mineralen:
Deshalb wird nur ein Teil des Eisen(III) ausgefällt. Bei niedrigen pH-Werten übernimmt
zunehmend Eisen(III) die Funktion des Oxidationsmittels für die Pyritverwitterung:
Die Nachlieferung des Oxidationsmittels Eisen(III) für die Pyritverwitterung wird durch die
homogene Oxidation von Eisen(II) gewährleistet. Dafür ist weiterhin Sauerstoff erforderlich:

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
17
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Das Eisen(III) wird damit zum internen Motor der Pyritverwitterung. Die Pyritverwitterung
kommt zum Erliegen, wenn kein Sauerstoff mehr nachgeliefert wird und im Reaktionsraum
kein mobiles Eisen(III) mehr verfügbar ist. Die Pyritverwitterung unter finalen anoxischen
Bedingungen kann als stöchiometrische Bruttogleichung wie folgt dargestellt werden:
Eine allgemeine Darstellung der Pyritverwitterung ist wie folgt gegeben:
Im Ergebnis der Pyritverwitterung entsteht ein hoch mineralisiertes Wasser mit hohen Sulfat-
und Eisengehalten. Der pH-Wert wird maßgeblich vom Redoxmilieu bestimmt. Er liegt im
anoxischen Milieu (tieferes Grundwasser) im Bereich pH 4 bis 6 sowie im oxischen Milieu
(Sickerwasser, Tagebauseen) meist bei pH 2,5 bis 3,5. Im oxischen und sauren Milieu über-
wiegen aufgrund ihrer guten Löslichkeit Eisen(III)ionen. Im anoxischen Milieu dominieren
Eisen(II)ionen, da der Verwitterungsprozess zum Erliegen kommt. Die Oxidation von
Eisen(II) zu Eisen(III) kann sowohl abiotisch als auch biotisch verlaufen.
Bakterien der Gattung
Thiobacillus ferrooxidans
nutzen den Energiegewinn der exothermen
Reaktion für ihren Stoffwechsel. Man schätzt ein, dass die Oxidationsreaktion durch die
mikrobiologische Aktivität um mehrere Größenordnungen beschleunigt wird.
Der an sandige Fazies gebundene disulfidische Schwefel in den der Verwitterung zugängli-
chen Bereichen verwittert nahezu vollständig. Die an schluffige und kohlige Substrate gebun-
denen Eisendisulfide verwittern dagegen selbst im belüfteten Bereich nur sehr langsam. Die
Sauerstoffzufuhr in die Verwitterungszone erfolgt vorzugsweise über den Luftpfad durch den
witterungsbedingten Feuchtewechsel im Bodenprofil, durch barometrische Effekte sowie
durch molekulare Gasdiffusion in der Bodenluft. Der Eintrag gelösten Sauerstoffs mit der
Grundwasserneubildung spielt im Vergleich dazu mengenanteilig nur eine untergeordnete
Rolle. Die Geschwindigkeit der Gasdiffusion ist vom luftgefüllten Porenanteil und vom Dif-
fusionsweg abhängig. Die Verwitterungsgeschwindigkeit ist folglich oberflächennah am
höchsten und wird mit zunehmender Tiefe gedämpft. Die diffusive Sauerstoffnachlieferung ist
in den überwiegenden Fällen der umsatzlimitierende Teilprozess der Pyritverwitterung. Zahl-
reiche quantitative Modelle der Pyritverwitterung bauen hierauf auf.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
18
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Die lithologischen und mineralogischen Besonderheiten der tertiären Abraumsedimente sowie
die morphologische Tieflage der Teile der Kippen, die nach dem Bergbau unterhalb des
künftigen Grundwasserspiegels zu liegen kommen, stehen einer Durchlüftung und damit einer
vollständigen Verwitterung der Eisendisulfide im Prinzip entgegen. Das Oberflächenniveau
vieler Kippen liegt jedoch erheblich über dem früheren Geländeniveau. Nach Untersuchungen
von Graupner (2008), der eine Abschätzung des Sulfatpotentials der Kippen in Ostsachsen
durchgeführt hat, weisen die obersten 15 Meter der Kippen das größte Säurenachlieferungs-
und Umsatzpotential auf. Viele Kippen werden großflächig Grundwasserflurabstände > 1 m
und z. T. > 10 m behalten. Im Vergleich mit eiszeitlich mehrfach verdichtetem Moränen-
material bleiben diese Kippenböden gut durchlüftet. Das lässt erwarten, dass das Redox-
potential in den oberflächennahen Grundwasserschichten in größeren Kippenbereichen in
absehbarer Zeit nicht soweit absinken wird, dass Sulfat reduziert wird. Daraus folgt, dass im
permanent oxischen Sickerwasserpfad und in weiten Bereichen des oberflächennahen
Grundwassers der Kippen die Freisetzung von gelöstem Eisen und Schwefelsäure langfristig
fortdauert. Ein Abklingen dieses Prozesses ist von der örtlichen Wiedererlangung hoher
Konzentrationen an gelösten organischen Verbindungen (DOC) im Sickerwasserpfad und von
der allmählichen Oxidation der Eisendisulfide in der wasserungesättigten Zone abhängig.
Diese Prozesse erfolgen in nur geologisch definierbaren Zeiträumen. Deshalb ist es
erforderlich, Seen mit einem hohen Anteil an versauerungswirksamen Kippen im Einzugs-
gebiet und dementsprechend langfristig stabil pH-sauren Bedingungen im See als im höchsten
ökologischen Potential permanent sauer zu betrachten und auf dieser Grundlage zu bewerten.
(letzter Absatz erstellt in Abstimmung mit J. Schönfelder, LUA Brandenburg)
4.4.3 Hydrogeochemische Genese von Tagebauseen
Im Ergebnis des Braunkohlebergbaus verbleiben aufgrund des Massenverlustes (entnommene
Braunkohle) Tagebaurestlöcher. Diese Restlöcher füllen sich nach Abschluss des Bergbaus
mit Grundwasser. Um den nachteiligen Wirkungen eines Eigenaufgangs des Grundwassers in
den Restlöchern entgegenzuwirken und den gesamten Flutungsprozess zu beschleunigen,
werden die Restlöcher häufig fremdgeflutet. Hierzu wird sowohl Wasser aus Flüssen als auch
Grundwasser genutzt, das in aktiven Tagebauen gehoben und in Grubenwasserreinigungsanla-
gen aufbereitet wurde.
Aufgrund ihrer großen Tiefe sind die Tagebauseen in alle hangenden Grundwasserleiter des
Kohleflözes eingeschnitten. Das sind die Grundwasserleiter, die auch maßgeblich am Was-

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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serkreislauf teilnehmen. Die Wechselwirkung der Tagebauseen mit dem Grundwasser ist ver-
gleichsweise intensiv. Als maßgebende Quellen für gelöste Stoffe und Säuren in den Tage-
bauseen sind folglich das Grundwasser und das Kippenmaterial anzusehen. Ihre Bedeutung
variiert entsprechend der hydrogeologischen und morphologisch/geotechnischen Exposition.
Die stofflichen Eigenschaften der einzelnen Eintragspfade unterscheiden sich.
Der maßgebende Prozess, der zur Versauerung der Tagebauseen selbst führt, ist die
Hydrolyse des Eisen(III). Dies verdeutlichen auch die Werte der Säurekonstante p
K
s
(p
K
-
Werte):
einschließlich der Ausfällung von amorphem Eisen(III)hydroxid (Ferrihydrit):
Die Bruttoreaktion der Eisenoxidation und -fällung lautet schließlich wie folgt:
Diese Gleichung beschreibt im Wesentlichen die Genese eines Tagebausees aus einem anoxi-
schem Grundwasser. Das frisch gebildete wasserhaltige Eisen(III)hydroxid altert durch
Dehydratation (Wasserabgabe) und wird nachfolgend in Eisen(III)oxidhydrate (z. B. Goethit)
und in Eisen(III)oxide (z. B. Limonit) umgewandelt:
Dabei verdichten sich die Sedimente. Nur selten stellen sich die Sedimente der Tagebauseen
als reiner Eisenhydroxidschlamm (EHS) dar. Im Eisenhydroxidschlamm sind sandige und
schluffige Partien tertiärer Sedimente sowie abgestorbenes Plankton und Reste von Makro-
phyten eingeschlossen.

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Bergbaubeeinflusstes Grundwasser ist meist mit hohen Metallgehalten (Eisen, Mangan und
ggf. Aluminium) beladen. Die Metalle besitzen ein hohes Potential zur Phosphorfällung in
sauren Tagebauseen, was geochemisch wie folgt vereinfacht dargestellt werden kann:
Kippengrundwasser enthält meist sehr viel Kohlendioxid. Hydrogencarbonat lässt sich in
Lösungskonzentrationen bis zu mehreren hundert Milligramm nachweisen. Der Partialdruck
des Kohlendioxids ist um zwei bis drei Größenordnungen gegenüber der Atmosphäre erhöht.
In sauren Tagebauseen finden sich die hohen Kohlendioxidgehalte des Grundwassers jedoch
nicht wieder. Nach dem Austritt des Grundwassers in die Seen entweicht Kohlendioxid. Die
Triebkräfte hierfür sind physikalischer (hoher Gaspartialdruck) und chemischer Natur
(Umkehrung der Dissoziation der Kohlensäure). Der Restgehalt des anorganischen Kohlen-
stoffs liegt nicht selten deutlich unter 1 mg/l. Der anorganische Kohlenstoff kann dann den
limitierenden Faktor für die Primärproduktion in sauren Tagebauseen darstellen. Nur während
der Sommerstagnation, wenn der freie Gasaustausch des Tiefenwassers mit der Atmosphäre
behindert ist, lässt sich ein deutlicher CO
2
-Anstieg im Hypolimnion nachweisen, der dann
auch Bedeutung für die Primärproduktion hat.
Im bergbaulich geprägten Grundwasser lassen sich vergleichsweise hohe Konzentrationen
gelöster organischer Verbindungen (DOC von 6 bis 10 mg/l) nachweisen. Der DOC besteht
überwiegend aus biologisch schwer abbaubaren Fulvin- und Huminsäuren und stellt deshalb
keine Belastung der Gewässer hinsichtlich der zu erwartenden Sauerstoffzehrung dar.
Während der Sommerstagnation können im Hypolimnion geschichteter Tagebauseen anae-
robe Verhältnisse entstehen (Abb. 5). Diese sind in den juvenilen Bergbaugewässern meist
nur zu einem geringen Teil auf Respirationsprozesse zurückzuführen sondern auf die Einmi-
schung anaeroben Grundwassers. Dabei können im Hypolimnion saurer Restseen zeitweilig
sogar annähernd neutrale Verhältnisse erreicht werden, die jedoch von hohen
Eisen(II)gehalten begleitet werden. Sofern keine Meromixis vorliegt, wird dieser Zustand bei
der nächsten Vollzirkulation wieder aufgehoben. Die für saure Tagebauseen bedeutenden
Stoffquellen und hydrochemischen Prozesse sind in Abb. 6 dargestellt.

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Abb. 5:
Sauerstofftiefenverteilung in den Jahren 1996 - 2000 im Tagebausee Plessa 117.
Abb. 6:
Wichtige ökologisch relevante geochemische Prozesse in sauren Tagebauseen
(aus Uhlmann et al. 2001).

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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4.5 Wirksame Puffersysteme
Während der pH-Wert neutraler Gewässer durch das Kalk-Kohlesäure-Puffersystem stabili-
siert wird, findet in sauren Bergbauseen eine Stabilisierung der sauren pH-Werte durch den
Eisen-Puffer und den Aluminium-Puffer statt. Der Eisen-Puffer hat dabei sein Wirkungsma-
ximum im pH-Bereich von etwa 2,8 bis 3,3, der Aluminium-Puffer im pH-Bereich 4,2 bis 5,0
(Abb. 7). Bei der Zugabe neutralisierend wirkender basischer Substanzen kommt es erst nach
der vollständigen Fällung des gelösten Fe
3+
bzw. Al
3+
zu einem pH-Anstieg. Insbesondere die
meist hohen Eisen-Konzentrationen in sauren Bergbauseen erschweren dadurch eine Neutrali-
sation in erheblichem Maße und sorgen für eine große langfristige Stabilität der niedrigen pH-
Werte auf einem konstanten Niveau.
Puffersysteme
Bereich I: Hydrogensulfat-Puffer: HSO
4
-
+ OH
-
↔ SO
42-
+ H
2
O
Bereich II: Eisen-Puffer: Fe
3+
+ 3 OH
-
↔ FeOH
2+
+ 2 OH
-
↔ Fe(OH)
2+
+ OH
-
↔ Fe(OH)
3
Bereich III: Aluminium-Puffer: Al
3+
+ 3 OH
-
↔ AlOH
2+
+ 2 OH
-
↔ Al(OH)
2+
+ OH
-
↔ Al(OH)
3
Bereich IV: Festphasen-Puffer und Ionenaustausch-Puffersystem
Abb. 7:
Titrationskurve von Wasser aus dem Tagebausee Plessa 111 mit den in den jeweili-
gen pH-Bereichen wirksamen Puffersysteme und die zugrunde liegenden chemi-
schen Reaktionen (aus Totsche et al. 2003).
4.6 Muster der Versauerung
Die Wasserbeschaffenheit in den Tagebauseen der Lausitz unterscheidet sich sehr stark. Sie
reicht von extrem sauren Gewässern mit pH 2,3 und Basenkapazitäten K
B8,2
von bis zu 40
mmol/l bis zu alkalischen Wässern mit pH > 9 und K
S4,3
-Werten bis zu 5 mmol/l. Diese alka-

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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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lischen Wässer kommen allerdings als Ausnahme nur im Zusammenhang mit der Rest-
stoffverbringung (Aschen, Schlämme, kommunales und Industrieabwasser, Laugen etc.) vor
und sind damit atypisch. Es dominieren saure Tagebauseen (Abb. 8). Nur relativ wenige
Tagebauseen weisen aufgrund der geologischen Gegebenheiten und der hydrologischen
Bedingungen von Beginn an kein saures Wasser auf (z.B. Schönfelder See, Altdöberner See).
Im Rahmen der inzwischen langjährigen Sanierungsarbeiten konnten jedoch eine Reihe vor
allem größerer Seen neutralisiert werden.
Abb. 8:
pH-Werte und Base- bzw. Säurekapazitäten von Tagebauseen in Brandenburg
(Daten aus dem Jahr 2003).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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4.7 Biologie saurer Tagebauseen
4.7.1 Biologische Besiedlung
Die niedrigen pH-Werte saurer Tagebauseen haben weit reichende Auswirkungen auf die
Struktur der Phytoplanktonzönosen. Je saurer das Wasser ist, umso größer sind die Abwei-
chungen von vergleichbaren pH-neutralen Wasserkörpern. Toxische Effekte der Versauerung
machen sich bereits bei pH-Werten im Bereich 5,5 bis 6 bemerkbar. Mit ansteigender Versau-
erungsbelastung kommt es zu einer starken Abnahme der Artenzahl, wobei alle Organis-
mengruppen betroffen sind.
Zusätzlich zu den ansteigenden Protonenkonzentrationen nehmen auch die Konzentrationen
umweltrelevanter Metalle (Cd, Ni, Pb, Zn, Al, …) zu, die mit abnehmenden pH-Werten
weiter ansteigen. Ähnlich wie in durch sauren Regen versauerten Gewässern kann in sauren
Tagebauseen für bestimmte Organismengruppen die Aluminiumkonzentration von besonderer
Bedeutung sein, wenn diese sensitiv gegenüber hohen Belastungen durch anorganisches Alu-
minium sind. Daneben können saure Tagebauseen erhöhte Konzentrationen einzelner oder
mehrerer weiterer Metalle aufweisen, die eine Belastung des Gewässers darstellen. In den
meisten Tagebauseen kommt den erhöhten Metallkonzentrationen jedoch unter den hier vor-
herrschenden extrem sauren Bedingungen nicht die Bedeutung zu wie in natürlichen Regen-
versauerten Gewässern, in denen das Aussterben der Fische vor allem auf die erhöhten anor-
ganischen Aluminium-Konzentrationen zurückzuführen ist (Driscoll et al. 1980). Nahezu alle
derzeit sauren Tagebauseen sind von der Entstehung an sauer. Deshalb wird in ihnen die
säuretolerante Biozönose durch die Erstbesiedler dieses extremen Lebensraums gebildet.
Ein Auslöschen von Arten durch die Versauerung findet nicht statt. Saure Tagebauseen bewe-
gen sich aber auf einem Versauerungsgradienten, der einen zu- bzw. abnehmenden Stress für
seine Bewohner mit sich bringt. Nur Arten, die die extremen Lebensbedingungen tolerieren
und die in der Lage sind, ihre Überlebens- und Fortpflanzungsstrategien an diese Umweltbe-
dingungen anzupassen, können sich hier dauerhaft ansiedeln und die sehr spezifische Lebens-
gemeinschaft saurer Tagebauseen mit bilden.
Die extremen Lebensbedingungen erlauben es nur einer kleinen Anzahl an Arten, in sauren
Tagebauseen zu leben (Lessmann et al. 2000). Die Anzahl der vorkommenden Arten korre-
liert mit dem pH-Wert (Abb. 9). Im pH-Bereich 2,5 bis 3 bewegt sich die Anzahl der Phy-
toplankton-Taxa in der Regel zwischen 7 und 9, wohingegen bei pH-Werten um 4 ein Anstieg
auf 17 bis 25 Taxa zu verzeichnen ist. Grundsätzlich ist die Zahl der Arten, die regelmäßig in

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
25
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sauren Tagebauseen zu finden sind, stark begrenzt. Ein hoher Anteil an Taxa kann nur spora-
disch angetroffen werden.
0
5
10
15
20
25
30
35
2 2,5 3 3,5 4
pH
no. of taxa
4,5
Abb. 9:
Verhältnis zwischen dem mittleren pH-Wert und der Anzahl an Phytoplankton-
Taxa in 17 Tagebauseen der Lausitz (R² = 0,8614).
4.7.2 Phytoplanktongemeinschaften bei pH-Werten ≤ 3
In Tagebauseen mit pH-Werten ≤ 3 setzt sich die typische Phytoplanktongemeinschaft aus
den Taxa
Ochromonas
und
Chlamydomonas
zusammen. Wahrscheinlich ist
Chlamydomonas
acidophila
die einzige weit verbreitete Art ihrer Gattung in diesen Seen (Spijkerman 2008).
Die Art kommt ebenfalls häufig in anderen extrem sauren Gewässern wie Vulkankraterseen
vor (Rhodes 1981, Sheath et al. 1982, Twiss 1990). Die Gattung
Ochromonas
kann mit bis zu
6 morphologisch voneinander unterscheidbaren Typen auftreten und dabei Dominanzanteile
von über 50 % erreichen (Lessmann et al. 2000). Darüber hinaus werden
Lepocinclis teres
,
Euglena mutabilis
und
Chromulina
sp. ebenfalls regelmäßig in extrem sauren Tagebauseen
gefunden. In zahlreichen Phytoplanktonproben wurden auch die beiden phytobenthischen
Diatomeen-Arten
Eunotia exigua
und
Nitzschia
sp. nachgewiesen. Deren Dominanzanteil
blieb jedoch stets niedrig (Lessmann et al. 2000).
Euglena mutabilis
bildet häufiger dichte
Matten auf den Sedimentoberflächen des Litorals (Kapfer 1998).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Tab. 1:
Präsenz und Dominanz von Phytoplankton-Taxa in Tagebauseen der Lausitz mit
einem pH-Wert ≤ 3. Die Angaben basieren auf Daten aus 14 Tagebauseen.
Mittlerer jährlicher Dominanzanteil: eu(dominant) mit > 10 % des jährlichen Biovolumens,
dom(inant) mit 5 – 10 %, subd(ominant) mit 2 – 5 %, rec(edent) mit 1 – 2 %, subr(ecedent)
mit < 1% (nach Schwerdtfeger 1975) (aus Lessmann et al. 2000).
Phylum / Klasse
Taxon
Präsenz [%]
Dominanz
Chromulina
sp.
53
subd – eu
Heterokontophyta
Chrysophyceae
Ochromonas
spp.
(6 morpholog. Typen)
100
eu
Eunotia exigua
73
subr – dom
Bacillariophyceae
Nitzschia
sp.
40
subr – dom
Cyathomonas
sp.
40
subr – eu
Cryptophyta
Cryptophyceae
Rhodomonas minuta
7
eu
Gymnodinium
sp.
20
subr – eu
Dinophyta
Dinophyceae
Peridinium umbonatum
13
subr – rec
Euglena mutabilis
60
subr – dom
Euglenophyta
Euglenophyceae
Lepocinclis teres
f.
parvula
67
subr – eu
Chlorophyta
Prasinophyceae
Scourfieldia cordiformis
27
subr – eu
Chlorophyceae
Chlamydomonas acidophila
100
subd – eu
Trebouxiophyceae
Nanochlorum
sp.
7
eu
Die in sauren Seen dominierenden Arten sind Phytoflagellaten, die den Vorteil haben, bei den
in Tagebauseen knappen Ressourcen sich in den Bereich bestmöglicher Nährstoffversorgung
begeben zu können. Zudem sind es kleine Arten mit hohen Reproduktionsraten und geringen
Sedimentationsverlusten. Die Vorteile zeigen sich insbesondere während der Sommerstagna-
tion, wenn aufgrund des sehr starken TIC-Gradienten Phytoplankton-Ansammlungen im
Meta- und Hypolimnion beobachtet werden können. Hohes Reproduktionsvermögen, gute
Beweglichkeit (Flagellaten) und bei einigen Arten zusätzlich Mixotrophie stellen grundsätz-

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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lich deutliche Vorteile in den von den Lebensbedingungen her extremen Tagebauseen dar
(Lessmann & Nixdorf 2000).
4.7.3 Phytoplanktongemeinschaften im pH-Bereich 3,5 bis 5,5
Die Phytopklankton-Struktur verändert sich mit ansteigenden pH-Werten. Verglichen mit
Seen im pH-Bereich unter 3 steigt nicht nur die Artenzahl, sondern andere Arten werden
dominant. Im pH-Bereich um 4 sind die häufigsten Arten
Peridinium umbonatum, Cryptomo-
nas
spp. und in einigen Seen die Dinophyceae
Amphidinium elenkinii
.
Nur eine relativ geringe Anzahl an Tagebauseen weist pH-Werte zwischen 4,3 und 5,5 auf.
Die Phytoplanktongemeinschaft in diesen Seen setzt sich vor allem aus den Arten
Peridinium
umbonatum
und
Scourfieldia cordiformis
sowie teilweise auch
Cryptomonas
spp.,
Amphidi-
nium elenkinii
und
Gymnodinium
sp. zusammen. Einige Seen werden durch
Gloeotila pela-
gica
(=
Stichococcus pelagicus
) dominiert.
4.7.4 Zooplankton und weitere Besiedler saurer Tagebauseen
Noch artenärmer ist das Zooplankton saurer Tagebauseen, das häufig nur aus wenigen säure-
resistenten Vertretern besteht Das Zooplankton extrem saurer Tagebauseen setzt sich aus den
Rotatorienarten (Rädertieren)
Cephalodella hoodi
,
Elosa worallii
,
Cephalodella gibba
und
Rotatoria rotatoria
zusammen, wobei
C. hoodi
und
E. worallii
die dominierenden Arten sind.
In weniger sauren Seen können darüber hinaus noch
Brachionus sericus
(Rotatoria, Räder-
tiere) und
Chydorus sphaericus
(Cladocera, Wasserflöhe) mit höheren Abundanzen vorkom-
men (Deneke 2000). Teilweise können Seen in größerer Dichte von Heliozoen (Sonnentier-
chen) besiedelt werden. Ciliaten (Wimpertierchen) sind meist sehr selten.
Die größten Räuber in den fischfreien sauren Gewässern sind Wasserwanzen, die allgemein
relativ säuretolerant sind. Häufigste Art ist die omnivore Corixide (Wasserwanze)
Sigara
nigrolineata
. Daneben werden unterschiedliche weitere Arten regelmäßig gefunden (Woll-
mann et al. 2000).
4.7.5 Besiedlungsmuster entlang des pH-Gradienten
Fasst man die Veränderungen in der biologischen Besiedlung entlang eines pH-Gradienten
von neutral bis extrem sauer zusammen, ergibt sich in Lausitzer Tagebauseen ein typischer
Wechsel der dominanten Arten sowohl beim Phyto- als auch beim Zooplankton (Tab. 2).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Tab. 2:
Charakteristische Phytoplankton- und Zooplankton-Besiedlung von Bergbauseen in
Abhängigkeit vom Versauerungsgrad (nach Leßmann & Nixdorf 2002, 1997, 1998).
Versauerungs-
stufe
pH-
Wert
Leitfähig-
keit
[mS/cm]
Azidität
KB4,3
[mmol/l]
Phytoplankton-
Besiedlung
Zooplankton-
Besiedlung
neutral
>6 0,5-1,5 <0
div. Cryptophyta,
Chlorophyta,
Diatomeen,
(Haptophyta)
divers
I
>4,5-6 niedrig um -0,5 (Besiedlungsmuster unerforscht)
II
3,5-4,5 <1,5 0-1,6
Peridinium,
Gymnodinium,
Chlorophyta,
(coccale)
Cryptophyceen
Cephalodella hoodi,
C. gibba, Elosa worallii,
Brachionus urceolaris,
Bdelloidea,
Chydorus sphaericus
III
2,8-3,5 1,5-3,0 >1,6-15
Ochromonas,
Chlamydomonas,
Scourfieldia
Cephalodella hoodi,
Elosa worallii,
Brachionus urceolaris
IV
<2,6 >3 >15
Ochromonas,
Chlamydomonas
,
Euglenophyceen
Cephalodella hoodi,
Elosa worallii
4.7.6 Makrophyten
Im Gegensatz zur planktischen Besiedlung gestaltet sich das Wachstum von Makrophyten in
Abhängigkeit von der Sedimentbeschaffenheit der Seen z.T. sehr üppig. Als Pionierpflanze
saurer Tagebauseen ist häufig
Juncus bulbosus
(Zwiebel- oder Knollenbinse) zu finden. Die
Art kann unter Wasser dichte Bestände ausbilden (Pietsch 1998, Fyson 2000). Sie war in 213
von 234 untersuchten Seen der Lausitz nachweisbar.
Potamogeton natans
(Schwimmendes
Laichkraut) fand sich noch in ca. 44% der Gewässer (Pietsch 1998). Auch
Phragmites
australis
(Schilfrohr)
, Typha latifolia
(Breitblättriges Schilf) und weitere
Juncus
-Arten kom-
men in den Uferbereichen der meisten Seen vor, wobei starke Schwankungen der Wasser-
stände durch wasserwirtschaftliche und andere Sanierungsmaßnahmen erhebliche Wachs-
tumsstörungen bewirken können.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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4.7.7 Nahrungsnetz (Beispiel Tagebausee Plessa 117)
Eine Übersicht über die Verknüpfungen im pelagischen Nahrungsnetz des Tagebausees Plessa
117 mit einem pH-Wert von im Mittel 2,9 sowie eine Einordnung hinsichtlich der Ernäh-
rungsformen zeigt Abb. 10. Das Bakterioplankton zeichnet sich zeitweise durch einen hohen
Anteil filamentöser Formen aus, welche im Jahresverlauf 2001 bis zu 35 % der
Gesamtbiomasse ausmachten. Die bakterielle Produktion (BP) erreichte in diesem Zeitraum
hohe Werte von 2–19 μg C L
-1
d
-1
und überstieg zeitweise die Raten der Primärproduktion
(BP:PP = 0,08–2).
Das Phytoplankton ist durch acht Taxa vertreten, von denen der überwiegende Teil mixotroph
ist. Es dominieren Flagellaten, die sich neben photoautotropher Ernährung vorwiegend
saprotroph (
Chlamydomonas
) resp. phagotroph (
Ochromonas
) ernähren (Tittel et al. 2003).
Das Zooplankton zeichnet sich ebenfalls durch eine geringe Diversität aus und wird durch
kleinere Vertreter des Metazooplanktons bestimmt. Bei den Rotatorien dominieren Vertreter
aus den Gattungen
Brachionus
,
Cephalodella
und
Elosa
. Die Crustacea sind durch
Chydorus
sphaericus
vertreten, welcher als Partikelfiltrierer ein breiteres Nahrungsspektrum besitzt.
Die Corixidae treten in hoher Artendiversität auf und zeichnen sich durch vielfältige Ernäh-
rungsmodi von Herbivorie bis Omnivorie aus.
Eine klare Einordnung der dominanten Arten hinsichtlich ihrer trophischen Stellung ist somit
nicht möglich. Es überwiegen Taxa, welche durch die Möglichkeit des Wechsels ihres Meta-
bolismus bzw. ihrer Ernährungsstrategie in der Lage sind, Phasen der Limitation durch ein-
zelne Ressourcen zu umgehen.
Die Phytoplanktonentwicklung wird über verschiedene Nahrungswege gesteuert. Der hete-
rotrophe Nahrungsweg über die Ingestion von Bakterien spielt für die Regulation der Popula-
tionen von
Ochromonas
und
Gymnodinium
als bakterivore Taxa eine Rolle. Die Mehrzahl der
Algenarten im Tagebausee Plessa 117 ist in der Lage, in Zeiten der Ressourcenlimitation
ihren Metabolismus von Autotrophie zu Heterotrophie zu verändern.

image
Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
30
____________________________________________________________________________________________________
Abb. 10: Pelagisches Nahrungsnetz im Tagebausee Plessa 117. Zahlenangaben in Klammern
entsprechen der mittleren Konzentration bzw. Biomasse [μg C L
-1
] im Jahr 2001
(aus Beulker et al. 2004).
4.7.8 Nährstoffversorgung und Trophie, saisonale Phytoplanktonsukzession
Folgende Nährstoffe gelten als Trophie-bestimmend:
Stickstoff: Aufgrund der relativ hohen Stickstoffkonzentrationen (TN ca. 2 - 5 mg/l) kann in
den Tagebauseen eine Limitation der Primärproduktion durch Stickstoff weitgehend ausge-
schlossen werden. Die dominierende Stickstoffkomponente in sauren Seen ist Ammonium,
das geogenen Ursprungs ist und aufgrund der im sauren Milieu gehemmten Nitrifikation
mikrobiell nicht zu Nitrat umgewandelt werden kann.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
31
____________________________________________________________________________________________________
Phosphor: Allgemein wird Phosphor als der am stärksten bzw. häufigsten auf die Primärpro-
duktion limitierend wirkende Faktor angesehen. Die Daten aus Tagebauseen zeigen zum
einen eine hohe Streuung und zum anderen einen deutlichen Trend zur Ausbildung relativ
hoher Chlorophyll a-Konzentrationen bei geringen TP-Angeboten. Die trophische Umsetzung
der Ressource Phosphor in Algenbiomasse scheint demnach sehr effizient zu verlaufen.
Kohlenstoff: Eine Besonderheit in Bezug auf die Limitation der Primärproduktion in sauren
Tagebauseen stellen die äußerst geringen Konzentrationen gelösten anorganischen Kohlen-
stoffs (DIC) im Epilimnion während der Sommerstagnation dar. Während in normalen Hart-
wasserseen eine gute Pufferung durch das Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht gegeben ist, fällt
diese Art der Pufferung mit seinem großen Kohlenstoffangebot in extrem sauren Gewässern
aus. Stattdessen befinden sie sich mit ihren niedrigen pH-Werten im Eisen- oder Aluminium-
Pufferbereich. Bei pH < 4,3 stellen sich Konzentrationen an anorganischem Kohlenstoff ein,
die der normalen Gleichgewichtskonzentration mit der Atmosphäre entsprechen. Die Werte
liegen abgesehen vom grundwassergespeisten Hypolimnion während der Sommerstagnation
meist unter 0,5 mg/l an gesamten anorganischen Kohlenstoff (TIC).
Das autotrophe Wachstum wird i.d.R. nicht durch die extreme Acidität gehemmt. Dafür spre-
chen die relativ hohen episodischen und saisonalen Chlorophyll a-Konzentrationen bzw.
Biomasseentwicklungen, die in zahlreichen Seen beobachtet werden konnten. Die Intensität
der Stoffumsätze wird durch die Ressourcenbereitstellung (mit anorganischem Kohlenstoff als
wichtigem Faktor) gesteuert, während die Artenvielfalt durch die Säurebelastung der Tage-
bauseen eingeschränkt wird.
Der geogene Hintergrund der Phosphor-Konzentration für flaches oxidiertes Grundwasser
beträgt etwa 0,01 - 0,02 mg/l, für tieferes anoxisches Grundwasser etwa 0,08 - 0,25 mg/l. In
den Grundwasserproben der Lausitz werden in der Regel diese hohen Werte ebenfalls
erreicht. Teilweise wurden TP-Konzentrationen über 1 mg/l gemessen. Die relativ hohen
Phosphor-Konzentrationen des Grundwassers werden im See jedoch kaum wirksam, da der
größte Teil in den eisenhaltigen mineralischen Sedimenten bei der Passage in den See gebun-
den wird. Das zumindest in der Anfangsphase der Flutung noch saure Seewasser und aus den
Kippen zuströmendes potentiell saures Grundwasser wirken ebenfalls einer Eutrophierung
durch die Fällung von Phosphor infolge der hohen Eisen- und Aluminiumgehalte entgegen.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
32
____________________________________________________________________________________________________
Weitere Einträge von Nährstoffen werden direkt durch nasse und trockene Deposition (atmo-
sphärischer Eintrag) über den Luftpfad (ca. 0,3 kg P/(ha⋅a)), durch Erholungssuchende (ca. 40
- 94 mg TP pro Badender) und Wasservögel (bis zu 380 mg TP pro Ente) verursacht
(TGL 1982).
Der potentielle natürliche Nährstoffeintrag aus den meist nährstoffarmen sandigen Einzugs-
gebieten kann in Anlehnung an LAWA (1999) mit 0,1 kg P/(ha⋅a) kalkuliert werden, falls für
die Zuflüsse keine ausreichenden hydrochemischen Untersuchungen vorliegen. Bei einer
Grundwasserneubildung von ca. 100 mm (= 100 l/(m²⋅a)) ergibt sich ein maximaler spezifi-
scher Eintrag über das Grundwasser von 0,1 - 0,2 kg P/(ha⋅a) bzw. 0,8 - 2,5 kg P/(ha⋅a); d. h.
der Wert nach LAWA (1999) kann als unterer Grenzwert für den potentiellen natürlichen P-
Eintrag in Seen mit hohem Anteil an Grundwasserzufluss betrachtet werden.
Fast alle Lausitzer Tagebauseen sind anhand der mittleren Gesamtphosphor- und Chlorophyll
a-Konzentrationen als oligotroph bis schwach mesotroph einzustufen (Abb. 12), wobei die
Phytoplanktonentwicklung im Jahresverlauf starken Schwankungen unterliegen kann.
Aber auch neutrale Tagebauseen sind ganz überwiegend als oligotroph oder mesotroph einzu-
stufen (Abb. 11), da vor allem die hohen Eisenkonzentrationen der Sedimente und des zuströ-
menden kippenbeeinflussten Grundwassers noch längere Zeit für eine effektive Festlegung
des Phosphors im Sediment sorgen.
Der Tagebausee Plessa RL 117 wies z.B. in den letzten Jahren einen pH-Wert von rund 2,6
und TP-Konzentrationen zwischen 5 und 12 μg/l auf. Die Chlorophyll a-Konzentrationen
erreichten im Winter und Frühjahr regelmäßig ihre höchsten Werte. Ende Februar 1998 wur-
den mittels Fluoreszenzsonde maximal 27 bis 34 μg/l Chlorophyll a in 3 bis 14 m Tiefe
gemessen.

image
Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
oligotrophic
mesotrophic
eutrophic 1
eutrophic 2
trophic state
Number of mining lakes
Abb. 11: Trophiestatus von 32 neutralen Tagebauseen in Deutschland anhand der mittleren
TP- und Chl a-Konzentrationen
oligotroph
mesotroph
n = 24
Abb. 12: Trophiestatus von Tagebauseen des Lausitzer Braunkohlenreviers anhand der
mittleren TP- und Chl a-Konzentrationen
Wintermaxima unter Eis stellen eine typische Erscheinung in Tagebauseen dar. Das Eis
verhindert das Entweichen des mit dem Grundwasserzufluss eingetragenen Kohlendioxids
(CO
2
) in die Atmosphäre und ermöglicht so die stärkere Phytoplanktonentwicklung. Vor
Beginn der Sommerstagnation im April 1998 wurden noch 10 bis 14 μg/l Chlorophyll a in 4

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
34
____________________________________________________________________________________________________
bis 12 m Tiefe gemessen. Mit dem Beginn der Sommerstagnation kam es durch den Aus-
tausch mit der Atmosphäre und den Verbrauch durch die Phytoplankter zu einer raschen
Abnahme der TIC-Konzentrationen im Epilimnion, wohingegen die Konzentrationen im
Hypolimnion stark anstiegen, da hier ein steter Nachschub durch den Grundwasserzufluss
erfolgte (Abb. 13). Der Anteil des durch Respiration freigesetzten Kohlendioxids (CO
2
) ist in
dem oligotrophen Gewässer als gering einzuschätzen (Nixdorf & Kapfer 1998). Als Folge war
beim Phytoplankton eine Verlagerung der Maxima der Chlorophyll a-Tiefenverteilung in die
Bereiche des Meta- und Hypolimnions zu beobachten (Abb. 14).
Eis
AMJ J ASOND J FMAMJ J ASOND J FMAMJ J ASOND J FMAMJ J ASON
1997
1998
1999
2000
0,01
0,1
1
10
TIC [mg/L]
Profile + Epil.
Hypol.
Eis
AMJ J ASOND J FMAMJ J ASOND J FMAMJ J ASOND J FMAMJ J ASON
1997
1998
1999
2000
0,01
0,1
1
10
TIC [mg/L]
Profile + Epil.
Hypol.
Abb. 13: TIC-Konzentrationen im Tagebausee Plessa RL 117 in der gesamten Wassersäule
(Profile) bzw. im Epilimnion und im Hypolimnion von 1997 bis 2000
(aus Lessmann & Nixdorf 2002).

image
image
Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
Eis
MAMJ JASONDJFMAMJ JASONDJFMAMJ JASONDJFMAMJ JASONDJFMAMJ JASOND
1996
1997
1998
1999
2000
0
5
10
15
20
Chl-a [μg/L]
Profile + Epil.
Hypol.
26
Eis
MAMJ JASONDJFMAMJ JASONDJFMAMJ JASONDJFMAMJ JASONDJFMAMJ JASOND
1996
1997
1998
1999
2000
0
5
10
15
20
Chl-a [μg/L]
Profile + Epil.
Hypol.
26
Abb. 14: Chlorophyll a-Konzentrationen im Tagebausee Plessa RL 117 in der gesamten Was-
sersäule (Profile) bzw. im Epilimnion und im Hypolimnion von 1996 bis 2000
(aus Lessmann & Nixdorf 2002).
Abb. 15: Abhängigkeit derPrimärproduktionsraten in Laborexperimenten im sauren Milieu
von den Konzentrationen an TIC und TP (aus Beulker et al. 2004).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
Die Abhängigkeit der Primärproduktion in sauren Tagebauseen sowohl von der anorgani-
schen Kohlenstoffkonzentration als auch von der Gesamtphosphor-Konzentration konnte auch
in experimentellen Untersuchungen nachgewiesen werden. Dabei kam es zu einer deutlichen
Steigerung der Primärproduktionsraten bei TIC-Konzentrationen über 0,6 mg/l in Verbindung
mit TP-Konzentrationen über 9 μg/l (Abb. 15) (Beulker et al. 2004).
Insgesamt führen diese Phänomene in sauren Tagebauseen im Idealfall zu einer typischen
saisonalen Sukzession des Phytoplanktons, wie sie z.B. im Tagebausee Plessa 117 beobachtet
werden kann (Abb. 16). Die Entwicklung der Phytoplanton-Biomasse wird hier durch die
Verfügbarkeit an anorganischem Kohlenstoff, Phosphor und Licht gesteuert.
JFMAMJ J ASON
0
20
40
60
80
100
120
D
Profile + Epilimnion
Hypolimnion
Ochromonas
Gymnodinium
Chlamydomonas
Ochromonas
Ochromonas
Phytoplankton biomass
ice
JFMAMJ J ASON
0
20
40
60
80
100
120
D
Profile + Epilimnion
Hypolimnion
Ochromonas
Gymnodinium
Chlamydomonas
Ochromonas
Ochromonas
JFMAMJ J ASON
0
20
40
60
80
100
120
D
Profile + Epilimnion
Hypolimnion
Ochromonas
Gymnodinium
Chlamydomonas
Ochromonas
Ochromonas
Phytoplankton biomass
ice
Abb. 16: Schema der durch charakteristische Algentaxa geprägten saisonalen Phytoplankton-
Sukzession im Tagebausee Plessa 117 (pH 2,9).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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5 Beispiele langfristig saurer Bergbauseen in der Lausitz
Insbesondere in der Lausitz gibt es zahlreiche Bergbauseen, die saure pH-Werte aufweisen.
Bei einer ganzen Reihe dieser Seen liegen die pH-Werte bereits seit mehreren Jahrzehnten
konstant im sauren pH-Bereich. Hierzu zählen u.a. der Badesee Halbendorf mit einem Alter
von ca. 35 Jahren und pH-Werten um 3,1 (Abb.
17), das Südfeld des Senftenberger Sees mit
einem Alter von ca. 40 Jahren und pH-Werten zwischen 3 und 4 (Abb.
18), der Felixsee mit
einem Alter von ca. 70 Jahren und pH-Wert zwischen 3,6 und 4,0 (Abb. 19) sowie der
Olbasee mit einem Alter von ca. 80 Jahren und einem pH-Wert von ca. 3,8. Diese Seen sind
trotz ihrer niedrigen pH-Werte damit schon seit langem ein fester Bestandteil der Lausitzer
Landschaft.
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
Jun 75
Jul
78
Apr 80
Jul
81
Jul 82
Apr 83
Jul 84
Apr
85
Aug
86
Jul 87
Jul 88
Jul 90
Jul 91
Jul
92
Aug
93
Aug 94
Mai 95
Mai 96
Aug 97
pH-Wert
Mulde D-Ost
Mulde B-West (epi)
Mulde B-West (hypo)
Halbendorfer See
Abb. 17: Zeitliche Entwicklung der pH-Werte im Badesee Halbendorf
(aus Nixdorf et al. 2001).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
Jun
77
Sep 79
Aug
80
Okt 81
Okt 82
Mai 84
Nov
84
Aug 85
Aug 86
Jul 87
Mai
88
Apr 89
Mrz 90
Apr 92
Aug 93
Jul 95
Mai 97
Mrz
98
Sep 98
Jul 99
pH-Wert
Sftb.-Elsterfeld
Sftb.-Südfeld
Abb. 18: Zeitliche Entwicklung der pH-Werte im nördlichen Teilbecken (Elsterfeld) und im
Teilbecken Südfeld des Senftenberger Sees (aus Nixdorf et al. 2001)
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
Jun
72
Mai 77
Jul 79
Jul
81
Aug 83
Apr 90
Jul 92
Sep 95
Nov 95
Jan
96
Apr 96
Jul 96
Aug 96
Okt 96
Dez 96
Apr 97
Sep 97
Apr 99
K
B8,2
und K
B4,3
[mmol/l]
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
pH-Wert
KB4,3
KB8,2
pH
Abb. 19: Zeitliche Entwicklung der pH-Werte und der Werte für die Basekapazität im Felix-
see (aus Nixdorf et al. 2001).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
6 Grundlagen zur ökologischen Bewertung von sauren Bergbauseen
Die Festlegung des höchsten ökologischen Potentials von künstlichen Wasserkörpern hat
soweit wie möglich durch den Vergleich biologischer Qualitätskomponenten mit den am
besten vergleichbaren natürlichen Wasserkörpern zu erfolgen. Dies setzt jedoch voraus, dass
es zu den künstlichen Wasserkörpern vergleichbare natürliche Gewässer gibt. Die meisten
Bergbauseen Deutschlands, die aus dem Abbau von Braunkohle hervorgegangen sind, sind
von der Ökoregion her dem zentraleuropäischen Tiefland zuzurechnen. Nur relativ wenige
finden sich in Mittelgebirgslagen (v.a. die Oberpfälzer Bergbauseen bei Schwandorf). Alle
Bergbauseen besitzen eine hohe Mineralisation mit hohen Calcium- und Sulfat-
Konzentrationen und sind damit als kalkreich einzustufen. Sofern sie nicht in bestehende
Gewässersysteme z.B. als Speicher eingebunden sind, ist ihr oberirdisches Einzugsgebiet im
Verhältnis zum Volumen klein. Aufgrund ihrer Morphometrie mit relativ großen maximalen
und mittleren Tiefen weist ein hoher Prozentsatz unter ihnen eine sommerliche Schichtung
auf. Damit sind die meisten Bergbauseen den Typen 13 und 10 der LAWA-Einteilung nach
Mathes et al. (2002) zuzuordnen. Einige Bergbauseen gehören aber auch zu den Typen 7 oder
14. Dies gilt gleichermaßen für pH-neutrale und saure Bergbauseen (Abb. 20). Daher ist zu
überlegen, ob man in das Typisierungsschema nicht entsprechende Typen saurer Seen mit
aufnimmt: als Seetypen 7s, 10s, 13s und 14s, wobei das Auftreten eines Sees des Typs 10s
sehr unwahrscheinlich ist, da dies ein größeres Einzugsgebiet voraussetzen würde, aus dem
dem See saures Wasser zugeführt wird.
Während für die pH-neutralen Bergbauseen zahlreiche natürliche Gewässer als Referenzge-
wässer zur Verfügung stehen, gibt es für die sauren Bergbauseen in Mitteleuropa keine natür-
lichen Gewässer, die als Referenz das höchste ökologische Potential vorgeben könnten. In
einem solchen Fall eröffnet die WRRL die Möglichkeit, dass zur Bewertung des ökologischen
Zustands und zur Definition des höchsten ökologischen Potentials Daten von annähernd ver-
gleichbaren künstlichen Wasserkörpern verwendet werden (s. „Leitfaden zur Identifizierung
und Ausweisung von erheblich veränderten und künstlichen Wasserkörpern“, CIS-Arbeits-
gruppe 2.2 und „Toolbox on identification and designation of artificial and heavily modified
water bodies“, CIS Working Group 2.2 on Heavily Modified Water Bodies). Für saure Tage-
bauseen, wenn sie als künstliche Gewässer klassifiziert worden sind, kann damit der Refe-
renzzustand nur durch Expertenurteil anhand der bestmöglichen biologischen Werte im Ver-
gleich untereinander ermittelt werden.

image
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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
aus: Leitfaden zur Identifizierung und Ausweisung von erheblich veränderten und künstlichen Wasserkörpern
CIS-Arbeitsgruppe 2.2 (2002)
Eine wichtige Voraussetzung zur Festlegung des Referenzzustands ist dabei, dass die Seen
bereits langfristig stabil saure Bedingungen aufweisen, so dass sich eine entsprechend
angepasste Phytoplankton-Biozönose entwickeln konnte. Dementsprechend kann eine zuver-
lässige Bewertung auch nur an solchen Bergbauseen durchgeführt werden, die langfristig (seit
mindestens 3 – 5 Jahren und bis zum Ende des Bewirtschaftungszeitraums nach WRRL)
relativ konstante pH-Werte (pH-Schwankungen nicht größer als ca. 0,3 Einheiten) aufweisen
und bei denen keine Sanierungsarbeiten laufen, die zu Veränderungen des pH-Wertes und der
hydrologischen Bedingungen führen.

image
Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
[13s]
[7s]
[10s] [14s]
Abb. 20: Ursprüngliches Typisierungssystem für die Seen Deutschlands nach Mathes et al.
(2002) mit möglichen sauren Untertypen (s-Typen).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
7 Grundzüge eines Bewertungsverfahrens für saure Seen
Die WRRL sieht vor, dass als biologische Qualitätselemente zur Bewertung und damit auch
zur Ermittlung des ökologischen Potentials die Zusammensetzung, die Abundanz und die
Biomasse des Phytoplanktons herangezogen werden sollen (WRRL Anhang V, Punkt 1.1.2).
Da der Vergleich von Abundanzen beim Phytoplankton angesichts der enormen Größenunter-
schiede zwischen den Taxa wenig sinnvoll ist und die Artenzusammensetzung auf der Basis
von Spezies fast so vielfältig ist, wie die Anzahl an Seen, sind die entscheidenden und sinn-
vollen Kriterien, die als Bewertungsgrundlage beim Phytoplankton herangezogen werden
können, die Struktur der Phytoplanktonzönose und die Biomasse.
Zur Bewertung natürlicher Gewässer anhand der Phytoplankton-Besiedlung wurde der Phyto
See-Index (PSI) entwickelt (Mischke et al. 2008, 2009), der auf künstliche und erheblich ver-
änderte Gewässer erweitert werden konnte (Hoehn et al. 2009, Mischke et al. 2009). Das Ver-
fahren unterscheidet ökologisch relevante Seetypen, so dass eine typspezifische Bewertung
ermöglicht wird. Der PSI stuft die Gewässer in eine der fünf WRRL-Zustandsklassen ein. Er
wird dabei aus den drei Einzelkenngrößen Biomasse (unter Berücksichtigung von Biovolu-
men und Chlorophyll a-Konzentrationen), Algenklassen (belastungsabhängige Veränderungen
der Biovolumina und/oder Dominanzanteile bestimmter Algenklassen) und dem Phytoplank-
ton-Taxa-Seen-Index (PTSI) (System von Indikatorarten) berechnet. Die drei Kenngrößen
wurden an der Belastungsgröße „Eutrophierung“ im Abgleich mit Referenzgewässern geeicht
und gehen mit unterschiedlicher Wichtung in die Gesamtbewertung (den PSI) ein.
Dieses zunächst nur für natürliche Seen entwickelte Verfahren ist grundsätzlich auch auf als
künstlich eingestufte Gewässer wie Bergbauseen anzuwenden und bringt plausible Ergeb-
nisse, wobei bei einigen Seetypen Modifikationen des Bewertungsverfahrens vorgenommen
werden mussten (Hoehn et al. 2009). Bei sauren Seen scheitert die Bestimmung des PSI
jedoch fast immer daran, dass sich für diese Seen die Einzelkenngröße PTSI aufgrund des
Fehlens oder der zu geringen Anzahl an Indikatorarten nicht bestimmen lässt. Auch macht die
Berechnungsgrundlage für den Algenklassen-Index bei sauren Bergbauseen oft wenig Sinn,
da die belastungsanzeigenden Klassen in diesen Seen meist von vornherein fehlen (z.B.
Cyanobakterien), da sie nicht säuretolerant sind.
Es war daher im Rahmen diese Studie zu prüfen, welche biozönotischen Kenngrößen für eine
Beschreibung und Bewertung des ökologischen Potentials für stabil saure Bergbauseen in
Frage kommen.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
Grundsätzlich werden Belastungen durch Änderungen der typspezifischen Besiedlungsmus-
ter, verminderte Artenzahlen und erhöhte oder verminderte Gesamt-Biovolumina angezeigt.
Unter den Belastungen ist in sauren Bergbauseen die Eutrophierung eher selten, da Phosphor-
Einträge aufgrund der hohen Eisen-Konzentrationen sehr effektiv gebunden und dauerhaft im
Sediment festgelegt werden (Grüneberg 2006). Eine Saprobisierung würde durch erhöhte
Zufuhr organischer Substanzen zur Belastung des Sauerstoffhaushalts, verstärktem Bakte-
rienwachstum, Veränderungen der Tiefe der euphotischen Zone und des Lichtklimas führen.
Des Weiteren stellen in einigen Bergbauseen Altlasten, aus denen insbesondere organische
Schadstoffe freigesetzt werden, sowie erhöhte Schwermetallkonzentrationen ein Problem dar,
das sich auch auf das Phytoplankton auswirken kann.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
8 Datenbasis der Studie
8.1 Charakteristika der Seen im Datensatz
Die Ausarbeitungen zur Ermittlung des ökologischen Potentials und zur Schaffung einer
Grundlage zur Bewertung von sauren Bergbauseen basieren auf Daten aus 18 sauren Seen, für
die insgesamt Daten aus 29 „Seenjahren“ zur Verfügung standen. Bis auf den Kiessee Naun-
hof sind alle Seen durch den Abbau von Braunkohle entstanden. Die Braunkohle-Tagebau-
seen verteilen sich auf das Lausitzer Revier, das hessische Braunkohlerevier um Borken und
das Oberpfälzer Revier bei Schwandorf (Abb. 21).
Für die Seen lagen überwiegend sowohl allgemeine Informationen einschließlich morpho-
metrischer Daten, physikalische Messungen und chemische Analysen sowie Daten der Phy-
toplanktonanalytik und Chlorophyll a-Bestimmungen vor, die von den zuständigen Landesbe-
hörden Sachsens, Bayerns und Hessens zur Verfügung gestellt wurden bzw. bei den Branden-
burger Seen aus dem Datenbestand der der LMBV (Bischdorfer See und Gräbendorfer See)
und der BTU Cottbus (Felixsee) stammen. Damit liegt die Zuständigkeit schon derzeit oder
zukünftig bei neun der Seen beim Freistaat Sachsen, bei fünf Seen beim Freistaat Bayern, bei
drei Seen beim Land Brandenburg und bei einem See beim Land Hessen.
Alle Seen gehören zum Typ des tiefen sich in den Sommermonaten permanent schichtenden
Sees mit hoher Mineralisation (Ca-Konzentrationen > 15 mg/L) und kleinem Volumenquo-
tienten (VQ < 1,5). Sechs Seen liegen in der Mittelgebirgsregion sind deshalb dem Typ 7 der
Typisierung nach Mathes et al. (2002) zuzuordnen, zwölf Seen gehören durch ihre Lage im
Tiefland zum Typ 13.
Bei der weiteren Betrachtung der Daten wird in der Regel zwischen diesen beiden Seetypen
unterschieden, um mögliche Unterschiede aufdecken zu können. Alle Datenauswertungen
erfolgen auf der Basis der Seenjahre, wobei mindest vier einigermaßen gleichmäßig über das
Jahr erfolgte Probennahmen vorliegen müssen.

image
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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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Abb. 21: Lage der in die Datenauswertung einbezogenen Braunkohle-Tagebauseen in
Deutschland.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
Tab. 3:
Bei der Datenauswertung berücksichtigte Seen mit einigen wichtigen Kennwerten
(pH und TP-Konzentrationen teilweise als mittlere Werte mehrerer Jahre).
See Bundesland Seetyp „Seenjahre“ pH
TP
[μg/L]
Ausee Bayern 7 1 3,0 9
Badesee
Halbendorf
Sachsen 13 3 3,2 10
Bärwalde Sachsen 13 1 2,9 14
Bischdorfer See
Brandenburg
13
1
3,7
10
Brueckelsee Bayern 7 1 3,2 3
Felixsee Brandenburg 13 2 3,8 5
Geierswalder
See
Sachsen /
Brandenburg
13 1 3,6 7
Gräbendorfer
See
Brandenburg 13 3 5,2 10
Kiessee
Naunhof
Sachsen 13 1 5,0 3
Knappensee Bayern 7 1 4,3 7
Murner See
Bayern
7
1
3,4
3
Neuhauser See
(Ost und West)
Sachsen 13 4 3,6 5
Olbasee Sachsen 13 3 3,8 9
Paupitzscher
See
Sachsen 13 2 4,2 5
Restsee Heide
VI
Sachsen 13 1 2,7 -
Singliser See
Hessen
7
2
4,2
(135)
Steinberger See
Bayern
7
1
4,6
3

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
8.2 Hinweise auf mögliche Datenfehler
Die biologische und insbesondere chemische Analytik von Proben aus eisensauren Bergbau-
seen stellt eine besondere Herausforderung dar. Die mikroskopische Untersuchung und Aus-
wertung von Lugol-fixierten Phytoplanktonproben wird durch Eisenausfällungen erschwert,
die oft ein zusätzliches Ansäuern der Probe erfordern, um das Eisen in Lösung zu bringen.
Auswirkungen auf das Phytoplankton sind dabei nicht auszuschließen. Zudem kommen
insbesondere im extrem sauren Bereich eine Reihe von Nanoplanktern vor, die schwer und
nur mit einiger Erfahrung sicher zu bestimmen sind. Dies führt dazu, dass ein Wechsel des
Bearbeiters sich relativ häufig auch in den Artenlisten widerspiegelt, ohne dass es in einem
See zu realen Veränderungen gekommen ist.
Die Eisenausfällungen erschweren aber ganz besonders alle chemischen Analysen, bei denen
photometrische Verfahren zum Einsatz kommen. Ohne entsprechende Erfahrung im Umgang
mit diesen Proben kann es leicht zu Fehlbestimmungen kommen. Dies betrifft leider auch die
Phosphor- und, in allerdings geringerem Maße, die Chlorophyll a-Bestimmung.
Sowohl für die biologische Bearbeitung als auch die chemische Analytik ist daher zu fordern,
dass bei guten Erfahrungen die Bearbeiter nicht leichtfertig gewechselt werden sollten.
Alle Proben wurden einer Plausibilitätsprüfung unterzogen. Daten, die extreme Abweichun-
gen von den zu erwartenden Werten aufwiesen und bei denen kein systematischer Fehler
vorlag, wurden aus der Auswertung ausgeschlossen, so dass für einige der Seen keine TP-
Konzentrationen für die Auswertung vorlagen.
Vergleicht man die Phytoplankton-Biovolumina mit den Chlorophyll a-Konzentrationen, so
wird deutlich, dass die Chlorophyll a-Konzentrationen sehr häufig deutlich unter den zu
erwartenden Werten bleiben, legt man das normale Verhältnis von 5:1 zugrunde (Abb. 22).
Die genauen Gründe hierfür können im Rahmen dieser Studie nicht geklärt werden. Neben
Fehlbestimmungen können bestimmte Algentaxa, insbesondere mixotrophe Arten, die vor
allem in den stark sauren Seen häufig vorkommen, niedrigere Phytopigment-Konzentrationen
aufweisen als üblich. Hier ist weiterer Untersuchungsbedarf vorhanden.
Bei den Phytoplankton-Daten wurden teilweise sehr starke Unterschiede zwischen den Zell-
volumina einzelner Arten deutlich. Größenunterschiede mit einem Faktor über 100 erscheinen
sehr zweifelhaft und erfordern gegebenenfalls eine sorgfältigere Kontrolle der Daten durch
die Bearbeiter. Umrechungsfehler ließen sich dagegen meist problemlos korrigieren. Aber

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
48
____________________________________________________________________________________________________
auch deren relativ häufiges Auftreten spricht für die Forderung nach einer besseren Endkon-
trolle der Daten.
0
5
10
15
20
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
BV [mm³/L]
Chl a [μg/L]
x-Chla x-Chl a rechn.
Abb. 22: Verhältnis von mittlerem Biovolumen zu mittlerer Chlorophyll a-Konzentration im
Auswertungsdatensatz im Vergleich mit dem rein rechnerisch zu erwartenden
Ergebnis.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
49
____________________________________________________________________________________________________
9 Einfluss unterschiedlicher pH-Werte
9.1 Phosphorkonzentrationen
Von den Steuergrößen der Primärproduktion in sauren Bergbauseen gehört nur die Phosphor-
Konzentration zu den im Rahmen von Monitoringprogrammen regelmäßig gemessenen Para-
metern. Dem anorganischen Kohlenstoff kommt in diesen Seen zwar auch eine entscheidende
Bedeutung zu, unterliegt aber im Gegensatz zum Phosphoreintrag in die Gewässer nicht
unmittelbar einer anthropogenen Beeinflussung. Deshalb ist zu prüfen, wie sich die Phosphor-
konzentrationen auf die Biomasseentwicklung auswirken.
Die Verteilung der TP-Konzentrationen entlang des pH-Gradienten von extrem sauer nach
neutral zeigen, dass Seen im weniger sauren Bereich im Mittel deutlich niedrigere TP-Kon-
zentrationen aufweisen als Seen im extrem sauren Bereich, wobei das Niveau der TP-Kon-
zentrationen aber in allen Seen niedrig ist und dem von natürlichen oligotrophen Seen ent-
spricht. Extrem saure Seen können dabei aber durchaus auch sehr niedrige TP-Konzentra-
tionen unter 5 μg/L haben (Abb. 23).
Eine mögliche Erklärung für die mit ansteigendem pH-Wert im Mittel niedrigeren TP-Kon-
zentrationen ist, dass bei pH-Werten über 3 der Hauptwirkungsbereich des Eisenpuffers liegt,
in dem es bei Alkalinitätszufuhr zu einer Fällung von Eisenhydroxiden kommt, durch die
Phosphor mit gefällt werden kann. Dies ist auch im Bereich des Aluminiumpuffers im pH-
Bereich über 4 möglich (vgl. Kap. 4.4.3).
Sowohl die Bergbauseen des Flachlands vom Seetyp 13 als auch die Seen des Mittelgebirges
vom Seetyp 7 verhalten sich hier gleich.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
50
____________________________________________________________________________________________________
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 5,5 6
pH
TP [μg/L]
,0
Seetyp 7
Seetyp 13
Abb. 23: Mittlere jährliche TP-Konzentrationen in Bergbauseen mit unterschiedlichen
pH-Werten.
9.2 Biomasse-Bildung in Abhängigkeit von der TP-Konzentration
Die höheren TP-Konzentrationen bei extrem niedrigen pH-Werten lassen eine höhere Bio-
masse in diesen Seen erwarten. Dies wird im Prinzip bestätigt, wenn man die mittleren jährli-
chen Biovolumina in Seen mit unterschiedlichen pH-Werten miteinander vergleicht (Abb.
24).
Selbst wenn man die extremen „Ausreißer“ unberücksichtigt lässt, ergibt sich eine Ab-
nahme des Phytoplankton-Biovolumens vom extrem sauren zum schwach sauren Bereich.
Bezeichnenderweise wurden die beiden höchsten Biomassen, die weit über den Mittelwerten
der Seen des entsprechenden pH-Bereichs liegen, auch im extrem sauren Bereich bis pH 3
ermittelt. Berücksichtigt man die Seen mit pH-Werten ≤ 3 nicht, wird deutlich, dass zwar eine
Abnahme der mittleren jährlichen Biovolumina erfolgt, diese sich aber in einem sehr niedri-
gen Bereich vollzieht. So erreichen die Biovolumina der Seen mit pH-Werten zwischen 3 und
3,5 zwar bis zu rund 1 mm³/L, können aber auch bei nur 0,2 bis 0,4 mm³ liegen - Werten, die
auch in den weniger sauren Seen mit pH-Werten um 5 bis 5,5 bestimmt wurden (Abb. 25).
Zwischen den Seen des Typs 13 und Seen des Typs 7 sind dabei keine grundlegenden Unter-
schiede festzustellen.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
51
____________________________________________________________________________________________________
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
pH
x-BV [mm³/L]
Seetyp 7
Seetyp 13
Abb. 24: Mittleres jährliches Biovolumen des Phytoplanktons in Seen mit unterschiedlichen
pH-Werten.
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
pH
x-BV [mm³/L]
Seetyp 7
Seetyp 13
Abb. 25: Mittleres jährliches Biovolumen des Phytoplanktons in Seen mit unterschiedlichen
pH-Werten ohne Berücksichtigung der Seen mit pH-Werten ≤ 3. Trendlinie für die
Seen des Typs 13.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
52
____________________________________________________________________________________________________
Aufschlussreich ist auch die Biomassebildung pro TP-Einheit (Abb. 26). Diese bewegt sich
entlang des gesamten pH-Gradienten ganz überwiegend auf niedrigem Niveau bei Werten, die
unter 0,3 mm³/μg, zum größten Teil sogar unter 0,1 mm³/μg liegen. Die höchsten Werte wei-
sen drei Seen des Typs 7 auf. Dies entspricht weitgehend den Werten, die für pH-neutrale
Tagebauseen ermittelt wurden, in denen der Quotient Werte bis rund 0,25 mm³/μg erreicht
(Hoehn et al. 2009).
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
pH
BV / TP
Seetyp 7
Seetyp 13
Abb. 26: Gebildetes Biovolumen pro TP-Einheit [in mm³/μg] in Seen mit unterschiedlichen
pH-Werten.
9.3 Chlorophyll a-Konzentrationen
Die jährlichen mittleren und die maximalen Chlorophyll a-Konzentrationen zeigen noch
deutlicher als die Biovolumina eine Abnahme der Konzentrationen vom extrem sauren zum
schwach sauren Bereich (Abb. 27, Abb. 28). Besonders deutlich wird dies bei den
Mittelgebirgsseen des Typs 7. Jedoch liegen nur 20 % der Seenjahre (bis auf einen See aus-
schließlich vom Typ 7) mit ihren mittleren Konzentrationen über 3 μg/L. Die große Mehrheit
des Typs 13 bewegt sich unabhängig vom pH-Wert unter 2 μg/L Chl a.
Die Chlorophyll a-Maxima spiegeln weitgehend die mittleren Konzentrationen wider (Abb.
28). Die Verteilung ist fast identisch, wobei die Werte leicht bis stark höher sind. Bereits für

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
53
____________________________________________________________________________________________________
den Datensatz relativ hohe mittlere Chl a-Konzentrationen weisen auch den weitaus stärksten
Anstieg bei den maximalen Konzentrationen auf. Dies wird wieder besonders deutlich bei den
bayerischen Seen des Typs 7. Auch hier ist aber darauf hinzuweisen, dass die Maxima sich
nur in wenigen Fällen über 10 μg/L und damit auf vergleichsweise niedrigem Niveau bewe-
gen.
0
1
2
3
4
5
6
7
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
pH
Chl a [μg/L]
x-Chl a (Typ 7)
x-Chl a (Typ 13)
Abb. 27: Mittlere jährliche Chlorophyll a-Konzentrationen in Abhängigkeit vom pH-Wert.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
0
5
10
15
20
25
2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 5,5 6
pH
Chl a [μg/L]
,0
Max Chl a (Typ 7)
Max Chl a (Typ 13)
Abb. 28: Maximale jährliche Chlorophyll a-Konzentrationen in Abhängigkeit vom pH-Wert.
9.4 Biodiversität
9.4.1 Grundlagen
Die Biodiversität stellt ein wesentliches Kriterium für die Qualität einer Biozönose und damit
auch ihren Lebensraum dar. Durch ihre Berücksichtigung kann die Forderung der WRRL
nach Einbeziehung der Artenzusammensetzung in die Festlegung des ökologischen Potentials
und die Bewertung berücksichtigt werden. Deshalb sollten Biodiversitätsbetrachtungen in die
ökologische Bewertungen saurer Bergbauseen mit einfließen – insbesondere dann, wenn
andere ökologische Qualitätsparameter nur bedingt zur Verfügung stehen.
Diversität bezieht sich zunächst einmal auf die in einem Lebensraum vorkommende Anzahl
an Arten. In der Theorie sollte ein reich strukturierter Lebensraum eine große Anzahl an
Habitaten bieten, die durch entsprechend angepasste Arten besetzt werden können. Beim
Phytoplankton gibt es jedoch keinen klaren Nachweis hierfür. Die höchste Artenzahl wird in
der Regel in oligo- bis mesotrophen bis schwach eutrophen Seen angetroffen (Padisak 2004).
Natürliche weitgehend unbelastete Seen bieten einen potentiellen Lebensraum für hunderte
von Arten, von denen etliche zum Phytoplankton gehören. Zu den wichtigsten Faktoren, die

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
55
____________________________________________________________________________________________________
darüber bestimmen, welche Arten sich tatsächlich in einem See ansiedeln können, zählen als
wichtige Parameter der pH-Wert, die elektrische Leitfähigkeit, die Ionenzusammensetzung,
das Nährstoffangebot, die Trübung und das Durchmischungsverhalten des Sees.
In einer Gruppe vergleichbarer Seen kommt es in den Seen, die eine Störung erfahren, in der
Regel zu einer Verminderungen der Artenzahl und zur Massenentwicklung einzelner Arten
(„Algenblüten“), was eine Veränderung der Struktur der Biozönose zur Folge hat. Zwar kön-
nen auch „intakte“ Phytoplanktonzönosen zeitweilig eine hohe Dominanz einzelner Arten
aufweisen, über das Jahresmittel kommt es jedoch durch die saisonale Sukzession, die mit
einem typischen Artenwechsel verbunden ist, insgesamt zu einem Ausgleich und einem
relativ ausgewogenen Gesamtwert für die Biodiversität. Die lässt sich auch für saure Seen
nutzen, wenn ein Vergleich mit einer Gruppe von typspezifischen Referenzgewässern
möglich ist.
Der in der Ökologie am häufigsten genutzte Diversitätsindex ist der Shannon-Index. Er
berücksichtigt sowohl die Zahl der vorkommenden Arten als auch die Verteilung der Indivi-
duen bzw. der Biomasse auf die Gesamtheit. Der Shannon-Index Hs beschreibt den mittleren
Grad der Ungewissheit, eine bestimmte Art unter allen Arten bei zufälliger Stichprobennahme
anzutreffen.
Die Berechnungsformel lautet:
= −
=
S
i
Hs
pi
pi
1
ln
mit
N
ni
pi
=
S: Gesamtzahl der Taxa
N: Gesamtindividuenzahl bzw. Gesamtbiomasse
ni
: Individuenzahl bzw. Biomasse der Art
i
Der Wert von Hs steigt dabei sowohl mit steigender Artenzahl als auch mit zunehmender
Gleichverteilung der Individuen bzw. der Biomasse unter den Arten. Kommt nur eine Art vor,
ist Hs = 0. Der Maximalwert wird durch die Artenzahl bestimmt, da H
max
= ln S ist (Müh-
lenberg 1989).
Der Shannon-Index gilt als relativ unempfindlich gegenüber dem Auftreten seltener Arten, so
dass er sich nach bereits wenigen, häufigeren Arten stabilisiert, was eine wichtige Vorausset-
zung ist, wenn z.B. Daten mit unterschiedlicher Beprobungsintensität verglichen werden sol-

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
56
____________________________________________________________________________________________________
len (Lampert & Sommer 1993). Deshalb ist er auch besonders für eine Analyse der Phy-
toplanktonstruktur geeignet.
Für saure Seen bedeutet die Berechnungsgrundlage für den Shannon-Index, dass die charakte-
ristischen niedrigen Artenzahlen in den extrem sauren Seen sich in einem relativ niedrigen
Diversitätsindex niederschlagen. Jedoch lassen sich aus der Grundgesamtheit der zur Verfü-
gung stehenden Daten Mindestwerte ableiten, die auch ein saurer See im unbelasteten Zustand
aufweisen sollte.
Eine Aussage darüber, ob der Wert des Diversitätsindex aufgrund einer hohen Taxazahl oder
durch die gleichmäßige Verteilung der Individuen bzw. der Biomasse auf wenige Taxa
zustande gekommen ist, erlaubt die Berechnung der Evenness. Durch sie wird der Diversi-
tätswert in Relation zum maximal möglichen Diversitätswert gesetzt, der sich bei gleicher
Taxazahl, aber unter größtmöglicher Gleichverteilung der Taxa auf die Gesamtindividuenzahl
bzw. -biomasse ergeben würde. Das heißt, auch bei niedriger Artenzahl ist die Evenness hoch,
wenn die vorkommenden Arten ähnlich häufig sind und nicht eine Art ein Massenvorkommen
zeigt. Im Fall des Shannon-Index errechnet sich die Evenness nach:
S
Hs
H
Hs
Es
max
ln
=
=
Die Evenness kann für E
s
Werte zwischen 0 und 1 erreichen (Mühlenberg 1989), wobei sich
der Höchstwert bei völliger Gleichverteilung der Arten ergibt.
Im Zusammenspiel sollten Diversitätsindex und Evenness daher gut geeignet sein, als
Bewertungskriterium für das ökologische Potential saurer Bergbauseen herangezogen werden
zu können. Konkret bedeutet dies, dass ein See mit zwar relativ niedrigem Shannon-Index,
wie er für extrem saure Seen (pH < 3) mit ihrer auch im Referenzzustand sehr niedrigen
Artenzahl zu erwarten ist, aber hoher Evenness positiv bewertet werden sollte, und auf der
anderen Seite ein niedriger Diversitäts-Index und eine niedrige Evenness zu einer schlechten
Bewertung führen müssen.
9.4.2 Eignung des Shannon-Index für saure Bergbauseen
Die Auswertung des vorliegenden Datensatzes zeigt, dass der Shannon-Index für den größten
Teil der Seen des Typs 13 über 1,0 liegt, wobei ein Maximum von 2,3 erreicht wird (Abb.
29).
Hingegen weisen vier der sechs Seen des Typs 7 Werte meist deutlich unter 1 auf.
Anders als erwartet, zeigt sich, dass die zu beobachtenden Unterschiede bei den Seen mit pH-

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
57
____________________________________________________________________________________________________
Werten über 3 kaum pH-abhängig sind. Für Seen mit pH-Werten unter 3 ist der Datensatz zu
gering, um zuverlässige Aussagen machen zu können. Insgesamt erleichtert dies die Verwen-
dung des Shannon-Index als Bewertungskriterium ganz erheblich. Auffällig ist auch die rela-
tiv lineare Beziehung zwischen Shannon-Index und Evenness. Dies bedeutet, dass auch Seen
mit relativ wenigen Arten, wie dies in extrem sauren Seen der Fall ist, einen relativ hohen
Diversitätswert aufweisen können. Die ausgewogene Dominanzstruktur wird dabei durch den
hohen Wert für die Evenness angezeigt.
Die sehr niedrigen Diversitätswerte einiger Seen kommen durch die extreme Dominanz ein-
zelner Arten bei zudem meist niedrigen Taxazahlen zustande. Entsprechend niedrig sind in
diesen Seen auch die Werte der Evenness (Abb.
30).
Typischerweise erreichen in den Seen des Datensatzes einige Arten hohe Anteile am jährli-
chen Biovolumen. Hier sind insbesondere die relativ kleine und für saure Tagebauseen im
pH-Bereich über 3 äußerst typische Dinophyceae
Peridinium umbonatum
und die Grünalge
Scourfieldia cordiformis
zu nennen.
Peridinium umbonatum
stellt in fast allen Seen des Typs
13 regelmäßig 40 bis 60 % des Phytoplankton-Biovolumens. In den Seen des Typs 7 ist es die
fädige Ulotrichale
Gloeotila pelagica
(=
Stichococcus pelagicus
), die in fast allen Oberpfälzer
Bergbauseen das Phytoplankton mit 80 bis über 90 % des Gesamtbiovolumens dominiert,
woraus die niedrigeren Diversitätswerte dieser Seen resultieren. Einen Sonderfall stellt der
Brückelsee im Oberpfälzer Bergbaurevier dar, für den ausschließlich die Chlorophyceae
Koliella spiculiformis
gemeldet wurde.
Insgesamt zeigt die Datenanalyse, dass anhand von Shannon-Index und Evenness das ökolo-
gische Potential von sauren Bergbauseen mit festlegen werden kann, da auch die sauren Seen
das Potential zur Besiedlung durch eine ausreichende Zahl an Phytoplanktonarten aufweisen,
die nebeneinander vorkommen können, ohne dass es zu einer extremen Dominanz einer ein-
zelnen Art kommt.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
58
____________________________________________________________________________________________________
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
pH
Shannon-Index Hs
Seetyp 7
Seetyp 13
Abb. 29: Shannon-Diversitätsindex Hs der Seen auf der Basis der Daten der Seejahre in
Abhängigkeit vom pH-Wert.
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
pH
Evenness
Seetyp 7
Seetyp 13
Abb.
30: Evenness Es auf der Basis der Seenjahre in Abhängigkeit vom pH-Wert.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
10 Phytoplankton-Biomasse und Phosphor-Konzentration
Bei der Berechnung des PSI stellt der Biomasse-Index einen wesentlichen Teil dar, da die
Phytoplanktonbiomasse der sichtbarste Ausdruck der Eutrophierung eines Gewässers ist. Dies
gilt genauso für saure Seen. Neben Phosphor kommt in sauren Gewässern zwar auch dem
anorganischen Kohlenstoff eine steuernde Funktion für die Primärproduktion zu (vgl. Kap.
4.7.8), jedoch liegen entsprechende Daten aus Monitoringprogrammen kaum vor und der
anorganische Kohlenstoff ist auch kein anthropogen beeinflusster Parameter wie der Phosphor
– sieht man vom globalen CO
2
-Anstieg ab, dem aber alle Seen in gleicher Weise unterliegen.
In neutralen Tagebauseen hatte sich gezeigt, dass es in diesen Seen mit ansteigenden TP-Kon-
zentrationen zu einer geringeren Zunahme des Phytoplankton-Biovolumens kommt als in
natürlichen Seen und auch in Baggerseen (Abb.
31). Eine Ursache hierfür könnten die in
Tagebauseen relativ hohen Eisenkonzentrationen im Sediment sowie die im Vergleich mit
natürlichen Seen auch häufiger höheren Aluminiumionen-Konzentrationen sein. Sowohl
Eisen als auch Aluminium besitzen ein hohes Phosphorbindungsvermögen, so dass in diesen
Seen hierdurch weniger Phosphor für die Primärproduktion zur Verfügung stehen könnte (vgl.
Kap. 4.4.3). Eine Reihe von Fragen ist in diesem Zusammenhang noch Gegenstand laufender
Forschungsarbeiten.
Für saure Bergbauseen mit ihren noch wesentlich höheren Metallkonzentrationen ergibt sich
ein völlig entsprechendes Bild (Abb.
32). Ein Anstieg der TP-Konzentrationen führt auch hier
nicht zu einem entsprechenden Anstieg des Phytoplankton-Biovolumens, wobei sich die TP-
Konzentrationen in allen Seen auf niedrigem Niveau bewegen. Eine mittlere TP-Konzen-
tration von 16 μg/L wird in keinem der Seen überschritten (vgl. auch Kap. 9.1). Bis auf drei
Seen vom Typ 7 bleiben die Jahresmittelwerte des Biovolumens unter 1 mm³/L.
Die Jahresmittelwerte der Chlorophyll a-Konzentrationen spiegeln dies ebenfalls wider (Abb.
33). Die maximalen Chlorophyll a-Konzentrationen zeigen eine fast gleichförmige Erhöhung
gegenüber den Mittelwerten, ohne dass es in einem der Seen des Typs 13 zu einer „Algen-
blüte“ kommt (Abb.
34). In einigen Seen des Typs 7 treten „Algenblüten“ hingegen mehr
oder wenige ausgeprägt auf allerdings niedrigem Niveau auf.
Grundsätzlich ist das Phytoplankton-Biovolumen als wichtige biozönotische Kenngröße auch
der sauren Bergbauseen anzusehen und wird von der WRRL auch als Qualitätskriterium
gefordert. Erhöhte Nährstoffeinträge und eine daraus resultierende Eutrophierung würden sich
hier ebenfalls bemerkbar machen, auch wenn es deutliche Indizien dafür gibt, dass Tagebau-

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
60
____________________________________________________________________________________________________
seen höhere Phosphoreinträge tolerieren als natürliche Seen, bevor es zu einer Verschlechte-
rung des trophischen Zustands kommt (vgl. Kap. 4.7.8).
0
1
10
1 10
TP [μg/L]
BV [mm³/L]
100
BV_TBS
BV_BS
Abb. 31: Beziehung zwischen TP-Konzentrationen und Phytoplankton-Biovolumen (Saison-
mittelwerte) in pH-neutralen Tagebauseen (TBS) und Baggerseen (BS)
(aus Hoehn et al. 2009).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
0 2 4 6 8 10 12 14 16 1
TP [μg/L]
BV [mm³/L]
8
Seetyp 7
Seetyp 13
Abb. 32: Beziehung zwischen TP-Konzentration und Phytoplankton-Biovolumen (Jahres-
mittelwerte) in sauren Bergbauseen.
0
1
2
3
4
5
6
7
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
TP [μg/L]
Chl a [μg/L]
Seetyp 7
Seetyp 13
Abb. 33: Beziehung zwischen TP-Konzentration und Chlorophyll a-Konzentration (Jahres-
mittelwerte) in sauren Bergbauseen.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
0
5
10
15
20
25
0 2 4 6 8 10 12 14 16 1
TP [μg/L]
Max Chl a [μg/L]
8
Seetyp 7
Seetyp 13
Abb. 34: Beziehung zwischen TP-Konzentration und maximaler jährlicher Chlorophyll a-
Konzentration in sauren Bergbauseen.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
63
____________________________________________________________________________________________________
11 Das höchste ökologische Potential saurer Bergbauseen
und Bewertungsgrundlagen
Saure Bergbauseen sind Seen, deren chemischen Eigenschaften sich zu einem wichtigen Teil
von natürlichen Seen und pH-neutralen Bergbauseen Mitteleuropas unterscheiden. Insbeson-
dere niedrige pH-Werte im Bereich von 2,5 bis 5,5 und teilweise hohe Eisen- und
Aluminiumionen-Konzentrationen beeinflussen gravierend die Struktur der Biozönose und
die Verfügbarkeit an Nährstoffen. Wie in natürlichen Seen gibt es charakteristische Besied-
lungsstrukturen und Biomasse-Entwicklungen. Beides lässt sich für die Beschreibung des
ökologischen Potentials dieser Seen nutzen. Störungen führen zu Veränderungen der
biozönotischen Strukturen und/oder der üblichen Phytoplankton-Biomasse, so dass Bio-
diversität und gebildete Biomasse als Bewertungskriterien herangezogen werden können. Aus
den vorliegenden Daten lassen sich Referenzwerte festlegen, die das höchste ökologische
Potential dieser Seen beschreiben.
11.1 Biodiversität
Saure Bergbauseen weisen in ihrem Referenzzustand entsprechend der durchgeführten Daten-
auswertung Phytoplankton-Biozönosen auf, die relativ artenarm sind, wobei die Artenzahl mit
ansteigenden pH-Werten zunimmt (vgl. Kap. 4.7.1). Die Biomasse der einzelnen Arten kann
sich im Jahresmittel aber auch in diesen Seen relativ gleichmäßig auf die vorkommenden
Arten verteilen, was ein wichtiges Qualitätskriterium darstellt. Dabei zeigen die Beispiele
einiger Seen, dass die Artenzahl (zumindest bei pH-Werten über 3) auch ausreichend hoch
sein kann, so dass die Qualitätskomponente Diversitätsindex, in den sowohl die Zahl der
vorkommenden Arten als auch die Gleichverteilung der Arten auf die Gesamtbiomasse
einfließen, in Seen mit einem pH-Wert um 3 keine deutlich niedrigeren Werten aufweisen
muss als in Seen, deren pH-Wert höher liegt (Abb.
29).
Die Evenness stellt hier ein zusätzliches Kriterium dar. Durch Erreichen eines Mindestwertes
wird angezeigt, dass sich auch bei nur wenigen vorkommenden Arten diese gleichmäßig auf
die Gesamtbiomasse verteilen. Shannon-Index und Evenness weisen im bearbeiteten Daten-
satz eine hohe Korrelation auf (Abb.
35, Abb. 37), die anzeigt, dass der Shannon-Index in fast
allen Seen vor allem die Dominanzstruktur der Phytoplanktonzönose widerspiegelt. Wegen
dieser guten Korrelation wird die Evenness nicht als eigenes Bewertungselement benötigt. In
unklaren Fällen kann sie jedoch ein zusätzliches nützliches Kriterium darstellen. Shannon-
Index und zusätzlich Evenness als Hilfsgröße sind damit ein gutes Strukturgütemerkmal der

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
64
____________________________________________________________________________________________________
Phytoplanktonzönose für saure Bergbauseen. Inwieweit dies auch für Seen mit pH-Werten
unter 3 gilt, kann wegen der zurzeit nur wenigen verfügbaren Datensätze noch nicht
abschließend beurteilt werden.
y = 0,3058x + 0,0573
R
2
= 0,8197
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2
Hs
Es
,5
Abb. 35: Korrelation zwischen Shannon-Diversitätsindex (Hs) und Evenness (Es).
Die meisten der sauren Oberpfälzer Bergbauseen zeigen von den anderen Seen stark abwei-
chende, deutlich niedrigere Diversitäts- und Evenness-Werte. Die Struktur der Phytoplank-
tonzönosen dieser Seen unterscheidet sich grundlegend von der der anderen sauren Bergbau-
seen. Dies äußert sich darin, dass in den meisten dieser Seen wenige Arten sehr stark dominie-
ren und in einigen der Seen die Artenzahl extrem niedrig ist. Aus den vorliegenden Daten
ergibt sich derzeit kein offensichtlicher Grund hierfür. In Fachdiskussionen muss noch geklärt
werden, was diese offensichtliche Degradation bewirkt, die eine schlechte Bewertung nach
sich ziehen muss.
Unter Berücksichtigung unterschiedlicher Bearbeitungsintensität und natürlicher Einfluss-
faktoren kann zunächst einmal in Anlehnung an das „best of“-Verfahren vorgeschlagen wer-
den, dass saure Referenzseen, die das höchste ökologische Potential aufweisen, einen
Shannon-Index von mindestens 1,5 bei einer Evenness ≥ 0,6 aufweisen sollten (Abb. 36,
Tab.
4).
Seen, die noch ein gutes ökologisches Potential haben, sollten einen Shannon-Index von
1,0 und eine Evenness von 0,4 nicht unterschreiten.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
65
____________________________________________________________________________________________________
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Hs
Es
Seetyp 7
Seetyp 13
B …M
G
H
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Hs
Es
Seetyp 7
Seetyp 13
B …M
G
H
Abb. 36: Verhältnis von Diversitätsindex nach Shannon (Hs) zur Evenness (Es) mit vorge-
schlagenen Bewertungsgrenzen sehr gut/gut (blaue Linien) und gut/mäßig (grüne
Linien).
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
Es
Hs
pH<3
pH 3-3,5
pH 3,6-4
pH 4,1-4,5
pH 4,6-5
pH 5,1-5,5
Abb. 37: Beziehung zwischen Shannon-Index (Hs) und Evenness (Es) differenziert nach den
mittleren pH-Werten der Seen.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
66
____________________________________________________________________________________________________
11.2 Biomasse
Der für natürliche und künstliche Seen unter Einschluss pH-neutraler Bergbauseen
entwickelte PSI (Mischke et al. 2009) ist bei sauren Seen in unveränderter Form nicht
anwendbar, da insbesondere der PTSI als wichtiger Bestandteil des Gesamtindex mangels
Indikatororganismen keine Ergebnisse liefert. Die Biovolumen-Grenzwerte des PSI sind hin-
gegen gut geeignet, auch in sauren Seen insbesondere Eutrophierungsdegradationen anzuzei-
gen. Die im PSI-Verfahren festgelegten seetypspezifischen Grenzwerte zwischen den
Bewertungsklassen lassen sich entsprechend auf saure Bergbauseen übertragen, da diese bei
Erhöhung der Nährstoffkonzentrationen auch, ähnlich wie pH-neutrale Tagebauseen, mit
einer Erhöhung des Biovolumens reagieren (vgl. Kap. 10). Saure Bergbauseen dürfen zudem
in dieser Hinsicht nicht strenger bewertet werden als natürliche Seen und pH-neutrale
Tagebauseen.
Es konnte gezeigt werden, dass sowohl die Biomasse-Bildung (Biovolumen und Chlorophyll
a-Jahresmittel sowie -Maximum) als auch die Biodiversität sich ausreichend unabhängig von
der Säurebelastung ausbilden (vgl. Kap. 9), so dass eine Differenzierung zwischen verschie-
denen sauren pH-Bereichen nicht notwendig ist.
Die schlechte Korrelation zwischen Phytoplankton-Biovolumen und Chlorophyll a-Konzent-
rationen bei vielen der sauren Bergbauseen muss zu der Empfehlung führen, auf die Chloro-
phyll a-Konzentrationen nur zusätzlich orientierend zurückzugreifen, insbesondere wenn
keine Daten zum Phytoplankton vorliegen. Mittlere Chlorophyll a-Konzentration und maxi-
male Chlorophyll a-Konzentration sind insofern erst einmal nur als „Hilfsgrößen“ anzusehen.
Aus der Auswertung der Daten ergibt sich zwar keine unmittelbare Notwendigkeit, bei den
Biovolumen-Grenzwerten zwischen den Seetypen 7 und 13 eine Differenzierung vorzuneh-
men, es wird aber vorgeschlagen, auch bei sauren Bergbauseen auf die sich aus den
statistischen Auswertungen hervorgegangenen Grenzwerte zwischen der Bewertungsklassen
für die pH-neutralen Seen im PSI auch für saure Bergbauseen zurückzugreifen und die auf
Mathes et al. (2002) zurückgehende Seetypsierung im Grundsatz auch für saure Seen
beizubehalten.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
67
____________________________________________________________________________________________________
11.3 Abgrenzung von höchstem und gutem ökologischen Potential
Daraus resultierend lässt sich ein Vorschlag für die Beschreibung des höchsten und guten
ökologischen Potentials und damit für die Bewertung saurer Bergbauseen ableiten, ohne dass
allerdings über den mäßigen Zustand hinaus gehend Grenzen schon festgelegt werden können
(Tab.
4, Abb. 38). Die Gesamtbewertung sollte sich dabei an dem Qualitätselement mit dem
schlechtesten Bewertungsergebnis orientieren, d.h. ein saurer Bergbausee kann nur dann das
höchste ökologische Potential aufweisen, wenn sowohl sein Biovolumen-Jahresmittel als auch
der Diversitätswert im sehr guten Bereich liegen („worst case“-Verfahren).
Tab. 4:
Obere (Biovolumen und Chlorophyll a) bzw. untere Grenzwerte (Shannon-Index
und Evenness) zwischen dem höchsten, guten und mäßigen ökologischen Potential
für die Phytoplanktonzönose anhand relevanter ökologischer Qualitätselemente.
Bewertungs-
grenze
Biovolumen-
Jahresmittel
[mm³/L]
Chl a –
Jahresmittel
[μg/L]
Chl a –
Maximum
[μg/L]
Shannon-
Index Hs
Evenness
Es
„Hilfsgrößen“
„Hilfsgröße“
Seetyp 7
sehr gut / gut 0,95
3,2 8,6
1,5
0,6
gut / mäßig 1,89
7,7 18,7
1,0
0,4
Seetyp 13
sehr gut / gut 0,7
4,8
9
1,5
0,6
gut / mäßig 1,7
8,6 16
1,0
0,4
Dies können zunächst nur Grundlagen sein, um daraus ein mögliches, differenzierteres
Bewertungsverfahren zu entwickeln. Es lässt sich damit nur sagen, ob ein saurer Bergbausee,
der einen pH-Wert unter 6 hat, das höchste oder gute ökologische Potential aufweist und
somit kein Bedarf zur Verbesserung seiner Wasserqualität besteht, da seine Phytoplanktonzö-

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
68
____________________________________________________________________________________________________
nose im Vergleich mit anderen sauren Bergbauseen nicht oder nur geringfügig vom Optimum
hinsichtlich der erreichbaren Biodiversität und der Biomassenentwicklung abweicht.
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
BV [mm³/L]
Hs
pH<3
pH 3-3,5
pH 3,6-4
pH 4,1-4,5
pH 4,6-5
pH 5,1-5,5
H G M …B
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
BV [mm³/L]
Hs
pH<3
pH 3-3,5
pH 3,6-4
pH 4,1-4,5
pH 4,6-5
pH 5,1-5,5
H G M …B
Abb. 38: Festlegung der Bewertungsgrenzen für das höchste (H) und gute (G) ökologische
Potential anhand der ökologischen Qualitätselemente Biovolumen (BV) und
Diversitätsindex (Hs) und Lage der Seen des Datensatzes in Abhängigkeit von ihren
pH-Werten in der Bewertungsmatrix.
Im ausgewerteten Datensatz weisen eine Reihe von Seen, die die gesamte berücksichtigte pH-
Spanne im sauren Bereich von unter pH 3 bis pH 5,5 abdecken, zumindest in einzelnen Jahren
die entsprechenden mittleren Biomassen und einen Biodiversitätsindex auf, die dem höchsten
ökologschen Potential zuzuordnen sind. Als Referenzseen für saure Bergbauseen sind derzeit
vor allem der Olbasee und der Badesee Halbendorf zu betrachten, die in mehreren aufeinan-
der folgenden Jahren diese Anforderungen erfüllten (Tab.
5).
Mit weiteren Daten aus den kommenden Jahren wird sich diese Liste sicherlich ergänzen
lassen, da die bisherigen Daten auch für weitere Seen in einzelnen Jahren Referenzwerte
anzeigen (vgl. Kap. 13), die aber durch aktuelle Untersuchungen und über mehrere Jahre
bestätigt werden sollten, bevor die Seen in die Referenzliste aufgenommen werden.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
69
____________________________________________________________________________________________________
Tab. 5:
Saure Bergbauseen, die als Referenzseen das höchste ökologische Potential aufwei-
sen. Es wurden nur Seen berücksichtigt, aus denen Daten der letzten Jahre vorliegen
und bei denen die Werte der ökologischen Qualitätselemente bei mehrjährigen
Datenreihen auch unter Berücksichtigung der „Hilfsgrößen“ konstant im höchsten
ökologischen Potentialbereich lagen.
See / Jahr
Bundesland
mittl. Biovolumen
[mm³/L]
Shannon-Index
Hs
Olbasee
2006 - 2008
Sachsen 0,54 2,03
Badesee
Halbendorf
2006 - 2008
Sachsen 0,65 1,64
11.4 Grundlagen für schlechtere Bewertungseinstufungen
Für schlechtere Einstufungen sind die Grundlagen bei der Biomasse durch das Bewer-
tungsverfahren für natürliche und künstliche Gewässer bereits gegeben (Hoehn et al. 2009,
Mischke et al. 2009). Die dort vorgegebenen Biovolumen-Grenzwerte für die einzelnen
Bewertungsstufen lassen sich auch auf saure Bergbauseen übertragen.
Bei der Festlegung der Grenzwerte für die Biodiversität wird hingegen Neuland betreten. Ein
Ansatz hierfür ist in
Abb. 39 dargestellt. Aus den beiden festgelegten Grenzwerten für die
Grenzen höchstes/gutes und gutes/mäßiges ökologisches Potential wurden über eine loga-
rithmische Funktion die Schnittpunkte der Kurve mit den aus dem PSI-Verfahren
vorliegenden Biovolumen-Grenzwerten ermittelt. Daraus ergibt sich für den Shannon-Index
ein Grenzwert von 0,5 für den Übergang vom mäßigen zum unbefriedigenden ökologischen
Potential und von 0,06 für die Grenze unbefriedigendes/schlechtes ökologisches Potential.
Inwieweit diese Grenzwerte realitätskonform sind, muss durch weitere Untersuchungen
geprüft werden.
Ungeklärt bleiben muss vorerst auch, wie bei Bedarf mittlere Biomasse und Diversitätsindex
zu einem Gesamtbewertungsindex verrechnet werden könnten. Beide Werte müssten hierzu in
eine normierte Skala transformiert werden, um dann nach eventuell notwendiger Gewichtung

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
zu einem Gesamtindex zusammengefasst werden zu können. Es kann daher zunächst nur
empfohlen werden, die seespezifischen Daten für beide Qualitätselemente zu ermitteln und
unter zusätzlicher orientierender Betrachtung der Hilfsgrößen eine Bewertung vorzunehmen,
wobei in der Regel die Mindestwerte für eine bestimmte Bewertungseinstufung sowohl vom
mittleren Biovolumen als auch vom Shannon-Index einzuhalten sind („worst case“-
Verfahren).
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
BV [mm³/L]
Hs
pH<3
pH 3-3,5
pH 3,6-4
pH 4,1-4,5
pH 4,6-5
pH 5,1-5,5
HGM P B
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
BV [mm³/L]
Hs
pH<3
pH 3-3,5
pH 3,6-4
pH 4,1-4,5
pH 4,6-5
pH 5,1-5,5
HGM P B
Abb. 39: Interpolation möglicher weiterer Bewertungsgrenzen für das mäßige und unbe-
friedigende ökologische Potential anhand der biologischen Qualitätselemente
Biovolumen (BV) und Diversitätsindex (Hs).
Funktionsgleichung:
y = - 0,6459 ln (x) + 1,3797

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
71
____________________________________________________________________________________________________
12 Einfluss der Probennahmehäufigkeit auf die bewertungsrelevanten
Kriterien
Für den Steinberger See und den Badesee Halbendorf (Seejahr 2008) wurde exemplarisch
untersucht, wie stark sich die Probennahmehäufigkeit auf die Bewertung auswirken kann.
Für den Steinberger See liegen für 2004 die Daten von monatlichen Beprobungen vor. Wählt
man aus den zwölf Datensätzen vier Probennahmetermine aus, die sich gleichmäßig auf den
Zeitraum März bis September verteilen, ergibt sich beim Steinberger See kaum ein Unter-
schied bei den ökologischen Qualitätselementen (Tab.
6). Die mittlere Biomasse und entspre-
chend die mittlere Chl a-Konzentration sind leicht höher, Diversitätsindex und Evenness blei-
ben fast unverändert.
Beim Badesee Halbendorf ergibt sich anhand der Daten für das Jahr 2008 durch die Berück-
sichtigung von nur vier Probennahmen anstatt der durchgeführten sechs Probennahmen dage-
gen eine deutliche Zunahme beim Mittelwert des Phytplankton-Biovolumens, der Diversitäts-
index sinkt leicht um 0,1 Einheiten.
Tab. 6: Ergebnisse des Vergleichs unterschiedlicher Beprobungsintensitäten (n) auf die
ökologischen Qualitätselemente mittleres Biovolumen (BV), mittlere Chlorophyll
a-
Konzentration, maximale Chlorophyll a-Konzentration und Diversitätsindex (Hs)
sowie Evenness (Es).
See n
BV
[mm³/L]
Chl a
[μ/L]
Max Chl a
[μg/L]
Hs
Es
12 1,6911 2,4 5,0 0,76 0,24
Steinberger See
4 1,8418 2,5 3,0 0,74 0,25
6 0,8856 1,5 3,6 1,62 0,63
BS Halbendorf
4 1,3284 1,7 2,2 1,53 0,64

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
72
____________________________________________________________________________________________________
13 Betrachtung von Bewertungsergebnissen
Die wesentlichen Gemeinsamkeiten der Seen im Datensatz liegen in der Säurebelastung, die
aber die sehr weite pH-Spanne von etwa 2,7 bis 5,2 umfasst, einer recht hohen Mineralisation
mit Sulfat als dominierendem Anion und oft hohen Eisen- und Aluminiumionen-Konzentra-
tionen sowie einer sommerlichen Schichtung des Wasserkörpers. Außerdem ist anzunehmen,
dass die Phosphor-Konzentrationen in den meisten Seen in einem für oligotrophe Seen
typischen Bereich liegen (Anmerkung: nicht für alle Seen liegen TP-Werte vor). Unterschiede
ergeben sich hinsichtlich der Ökoregion, zu der sie gehören, was bei allen Auswertungen
berücksichtigt wurde, sowie ihrer „Geschichte“. Dies beinhaltet Fragen nach dem Ursprung,
dem Alter und der Nutzung. Die meisten Seen im Datensatz sind aus Restlöchern des
Braunkohlebergbaus hervorgegangen, die durch ansteigendes Grundwasser nach der Einstel-
lung des Bergbaus gefüllt wurden. Teilweise erfolgte oder erfolgt noch eine Flutung durch
Wasser aus benachbarten Fließgewässern oder mit aufbereitetem Grubenwasser. Die Seen
sind teilweise bereits mehrere Jahrzehnte alt, andere entstanden erst vor wenigen Jahren.
Einige individuelle Besonderheiten und das Ergebnis der Bewertung nach dem vorgeschlage-
nen Verfahren sollen näher betrachtet werden.
Grundsätzlich ist nur eine Bewertung von sauren Bergbauseen nach den Anforderungen der
WRRL möglich, wenn diese langfristig stabile Bedingungen aufweisen, d.h. insbesondere
keine bergbaulichen Sanierungsarbeiten durchgeführt werden, die die chemischen und
hydrologischen Bedingungen kurzfristig noch verändern. Dies ist in der Regel auch nur
gewährleistet, wenn seit dem Ende des Bergbaus bereits einige Jahre vergangen sind.
Tab. 7
gibt einen Überblick über die Ergebnisse der vorläufigen Bewertung nach dem vorge-
schlagenen Verfahren für die Bergbauseen, von denen Daten für die Verfahrenserarbeitung
herangezogen wurden (vgl. auch
Tab. 3).

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
73
____________________________________________________________________________________________________
Tab. 7:
Ergebnisse der vorläufigen Bewertung von langfristig stabil sauren Bergbauseen
nach dem vorgeschlagenen Bewertungsverfahren.
* (soweit bekannt) aufgrund laufender Sanierungsarbeiten oder erst kurz vorher
abgeschlossener Bergbauaktivitäten noch keine Bewertung möglich.
See
Bundes
land
Jahr
pH
x-BV
[mm
3
/
L]
x-
Chl a
[μg/L]
Max
Chl a
[μg/L]
Hs
Es
ökol.
Pot.
Ausee BY 2008 3,0 4,19 6,0 23,0 0,01 0,01
5
2006 3,2 0,40 1,8 3,6 1,70 0,57
1
2007 3,2 0,67 1,2 2,0 1,59 0,61
1
Badesee
Halbendorf
SN
2008 3,2
0,89 1,5 3,6 1,62 0,63
1
Bärwalde SN 2000 2,9 0,26 2,7 7,6 1,54 0,74
*
Bischdorfer
See
BB 2006 3,7
0,24 0,5 0,9 1,22 0,53
*
Brückelsee BY 2007 3,2 0,16 3,7 10,0 0,00 0,00
5
1996 3,8 0,38 1,2 2,7 1,58 0,48
2
Felixsee BB
1997 3,9
0,25 1,3 2,7 1,16 0,45
2
Geierswalder
See
SN/BB 2008 3,6
0,52 1,7 3,6 1,68 0,61
*
2004 4,4 0,32 - - 1,39 0,56
*
2005 5,2 0,21 0,8 1,5 1,38 0,44
*
Gräbendorfer
See
BB
2006 5,5
0,13 0,8 1,2 0,93 0,34
*
Kiessee
Naunhof
SN 2006 5,0
0,42 1,3 2,6 2,07 0,62
*
Knappensee BY 2006 4,3 0,29 2,0 5,0 1,22 0,53
2
Murnersee BY 2005 3,4 1,44 4,8 12,0 0,30 0,14
4
2006 3,3 0,37 0,2 0,4 1,91 0,55
1
Neuhauser
See -Ost
SN
2008 3,6
0,47 1,5 3,7 1,44 0,48
2
2006 3,3 0,99 0,2 0,4 1,58 0,49
2
Neuhauser
See -West
SN
2008 3,6
0,52 0,9 1,6 1,62 0,53
2

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
74
____________________________________________________________________________________________________
See
Bundes
land
Jahr
x-BV
x-
Max
ökol.
pH
[mm
3
/
L]
Chl a
[μg/L]
Chl a
Hs
Es
Pot.
[μg/L]
2006 3,7 0,48 2,5 5,0 1,83 0,55
1
Olbasee SN
2007 3,8 0,63 1,9 4,1 1,91 0,59
1
2008 3,8
0,51 2,1 3,6 2,35 0,71
1
2006 4,2 0,63 0,6 0,7 1,87 0,54
1
Paupitzscher
See
SN
2008 4,2
0,45 1,0 2,2 1,44 0,46
2
Restsee
Heide VI
SN 2008 2,7
2,46 5,0 10,0 0,15 0,10
4
2007 4,1 0,67 4,3 9,3 1,37 0,43
2
Singliser See
HE
2008 4,2
0,68 3,1 4,1 1,44 0,42
2
Steinberger
See
BY 2004 4,6
1,69 2,4 5,0 0,76 0,23
3
Das ökologische Potential der Seen ergibt sich vor allem aus den Werten für das mittlere
Phytoplankton-Biovolumen und den Shannon-Index für die Untersuchungstermine eines
Kalenderjahres, wobei aber auch die „Hilfsgrößen“ mittlere und maximale Chlorophyll a-
Konzentrationen und Evenness bei der Bewertung mit einbezogen werden sollten, um
insbesondere Grenzfällen gerecht werden zu können. Entsprechend weisen die beiden schon
als Referenzseen eingestuften Bergbauseen Olbasee und Badesee Halbendorf das höchste
ökologische Potential auf. Wenige andere Seen erreichen das höchste ökologische Potential
dagegen nur in einzelnen Jahren. Die schlechtere Bewertung der anderen Seen im Datensatz
resultiert vor allem aus den niedrigeren Diversitätswerten und nur in relativ wenigen Fällen
aus parallel dazu erhöhten Werten für die Phytoplanktonbiomasse.
Für einzelne Seen ergibt sich folgendes Bild:
Olbasee
Der Olbasee mit einem pH-Wert von 3,8 ist ein Referenzgewässer für saure Bergbauseen. In
den drei aufeinander folgenden Untersuchungsjahren 2006 bis 2008 lagen die Werte seiner
ökologischen Qualitätselemente stets im Bereich des höchsten ökologischen Potentials. Bei

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
75
____________________________________________________________________________________________________
bis zu 28 nachgewiesenen Taxa erreichte nur
Peridinium umbonatum
höhere Dominanzanteile
mit bis zu rund 50 % des Jahresbiovolumens.
Badesee Halbendorf
Der Badesee Halbendorf ist ein schon seit langem permanent saurer See mit einem pH-Wert
um 3,2 (vgl. auch Kap. 5). Die Werte für die Biodiversität liegen mit 1,6 bis 1,7 durchgehend
im sehr guten Bereich. Dies ist bei zuletzt 13 nachgewiesenen Taxa auf eine relativ
ausgeglichene Dominanzstruktur zurückzuführen. Die beiden häufigsten Taxa
Ochromonas
und
Peridinium umbonatum
stellten beide nur maximal rund 40 % des jährlichen
Gesamtbiovolumens. Beim Phytoplankton-Biovolumen gab es in den letzten Jahren einen
Anstieg, der sich allerdings nicht in den Chlorophyll a-Konzentrationen widerspiegelt. Die
Untersuchungen der nächsten Jahre müssen zeigen, ob der See weiterhin dem Referenzstatus
zugeordnet werden kann.
Tagebausee Bärwalde
Auch wenn die vom TBS Bärwalde vorliegenden Daten die Grundvoraussetzungen für eine
Bewertung nicht erfüllen, so ist der See mit seinem pH-Wert von 2,9 im Jahr 2000 doch ein
Beispiel dafür, dass auch extrem saure Seen hohe Diversitätswerte (Hs 1,54, Es 0,86, x-BV
0,26 mm³/L) erreichen können. Zwar konnten nur sechs Taxa nachgewiesen werden, die
Dominanzstruktur war aber so ausgeglichen, dass bei insgesamt niedriger Biomasse keine der
Arten mehr als 31 % des Gesamtbiovolumens ausmachte. Häufigste Arten waren
Chlamy-
domonas acidophila
und
Scourfieldia cordiformis
.
Kiessee Naunhof
Der Kiessee Naunhof hat einen pH-Wert von 5,0. Bei 25 nachgewiesenen Taxa befand er sich
2006 mit seinen Werten der ökologischen Qualitätselemente im Referenzbereich. Da der
Abbaubetrieb erst im November 2006 eingestellt wurde, soll hier noch keine Bewertung
vorgenommen werden und die gute Einstufung muss sich in den kommenden Jahren erst noch
bestätigen. So kann z.B. die Phytoplankton-Entwicklung durch mineralische Trübung
gehemmt worden sein, was zu den niedrigen Phytoplankton-Biovolumina beigetragen haben
kann.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
76
____________________________________________________________________________________________________
Bei der chemischen Qualitätsbeurteilung nach WRRL zeigte der See zudem bei Cadmium
erhöhte Konzentrationen, wodurch der See hinsichtlich seines chemischen Zustands nur mit
„nicht gut“ bewertet werden konnte. Erhöhte Nickel-Konzentrationen werden künftig mit
Umsetzung der Tochterrichtlinie für den chemischen Zustand bewertungsrelevant sein
(Jenemann, LfULG, pers. Mitt.).
Restsee Heide VI
Der Restsee Heide VI ist mit pH 2,7 der sauerste See im ausgewerteten Datensatz. Er weist
mit 2,47 mm³/L ein relativ hohes mittleres Phytoplankton-Biovolumen auf. Da dies zu 97 %
von der Gattung
Ochromonas
gestellt wird und nicht mehr als fünf Taxa nachgewiesen
werden konnten, bleibt der Diversitätsindex mit 0,15 sehr niedrig, so dass der See das gute
ökologische Potential klar verfehlt.
Oberpfälzer Bergbauseen (Ausee, Knappensee, Murner See, Steinberger See)
Bis auf den Knappensee haben die anderen Oberpfälzer Bergbauseen das Problem einer
extrem hohen Dominanz der fädigen Ulotrichale
Gloeotila pelagica
. Sie stellt im Ausee (pH
3,0) 99,8 % des jährlichen Phytoplankton-Biovolumens, im Murner See (pH 3,4) 94,3 % und
im Steinberger See (pH 4,6) 83,9 %. Eine so starke Dominanz einer Art über einen so weiten
pH-Bereich ist nirgendwo in den Seen der anderen Bergbaureviere zu beobachten.
Nur im Knappensee (pH 4,3) erreicht
Gloeotila pelagica
lediglich 12,2 % des jährlichen
Phytoplankton-Biovolumens. Hier dominiert wie in anderen Seen dieses pH-Bereichs mit
58,1 % die Dinophyceae
Peridinium umbonatum
.
Dem entsprechend schlecht fallen die Werte der ökologischen Qualitätselemente für fast alle
Oberpfälzer Seen aus. Sie gehören zu den schlechtesten Seen im Datensatz.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
77
____________________________________________________________________________________________________
14 Zusammenfassung und Schlussfolgerungen
In Deutschland sind saure Bergbauseen vor allem in der Lausitz in Brandenburg und Sachsen
sowie im Oberpfälzer Bergbaurevier zu finden. In der Lausitz sind sie seit rund 100 Jahren ein
fester Bestandteil der Landschaft.
In der Regel werden saure Bergbauseen als künstliche Gewässer gemäß WRRL ausgewiesen.
Sie sind ganz überwiegend den Seetypen 13 und 7 nach Mathes et al. (2002) zuzuordnen.
Für saure Bergbauseen gibt es keine natürlichen Referenzgewässer. Ihr Referenzzustand lässt
sich nur durch Expertenurteil mit Festlegung der bestmöglichen ökologischen Werte im
Vergleich der sauren Gewässer untereinander ermitteln. Dies befindet sich in Überein-
stimmung mit den Ausführungsrichtlinien zur WRRL.
Anhand der ökologischen Qualitätselemente Biodiversität des Phytoplanktons nach Shannon
in Kombination mit der Evenness und anhand des Phytoplankton-Biovolumens (ggf. ergänzt
durch oder ersatzweise mittlere und maximale Chlorophyll a -Konzentrationen) kann das
höchste ökologische Potential für saure Bergbauseen unabhängig vom pH-Wert unter
Festlegung von Grenzwerten definiert werden.
Die Verwendung von Biodiversität und Biovolumen als primären ökologischen Qualitäts-
elementen erlaubt in Verbindung mit den Chlorophyll a-Konzentrationen und der Evenness
die Bewertung von Seen, die langfristig einen stabilen pH-Wert im sauren Bereich aufweisen
und die somit keinen hydrologischen und chemischen Veränderungen z.B. durch bergbauliche
Sanierungsmaßnahmen unterliegen (s. Ablaufschema auf S. 78).
pH-bereichsspezifische Differenzierungen müssen dabei nicht vorgenommen werden. Für die
Bewertung saurer Seen sollten die Biovolumen-Grenzwerte des Seetypen-basierten Biomasse-
Index des PSI-Verfahrens für natürliche und künstliche Gewässer herangezogen werden. Zur
Festlegung von Grenzwerten für den Diversitätsindex nach Shannon in Kombination mit der
Evenness wird ein Vorschlag zur Abgrenzung von höchstem, gutem und mäßigem
ökologischen Potential gemacht; Referenzgewässer werden benannt. Bei der Bewertungs-
einstufung sind von beiden biologischen Qualitätselementen die Mindestanforderungen einer
Bewertungsstufe einzuhalten.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
78
____________________________________________________________________________________________________
Bewertung des ökologischen Zustands von Bergbauseen gemäß WRRL anhand des Ph
(Ablaufschema)
Bergbausee
ytoplanktons
pH-n
(pH
pH-sauer
(pH < 6)
eutral
≥ 6)
Ausweisung als
- natürl. WK
-
künstl. WK (AWB)
Typisierung
Bewertung mit PhytoSee 4.0
Ausweisung als
künstlicher WK (AWB)
Typisierung
stabile hydrologische und
chemische Bedingungen?
nein
ja
Bewertung nicht möglich
bzw. nur orientierende
ewertung mit dem Verfahren
für saure Seen
B
Allgemeine Voraussetzungen: mehrjähriges Monitoring mit ≥ 4 Probennahmen pro Jahr
mit Daten zu Arten, Biovolumina, Chl a und physikal.-chem. Standarduntersuchungen;
auf Seen mit pH < 3 vorerst nur eingeschränkt anwendbar.
Berechnung von
- Jahresmittelwert Ges.-Biovolumen
- Jahresmittelwert Chl a
- Jahresmaximum Chl a
Datenauswertung
1. Artenliste mit Biovolumina
2. Berechnung Diversitätsindex nach Shannon
3. Berechnung Evenness (Es) zum Hs
(Hs)
Bewertung Biovolumen
Bewertung Diversität
Gesamtbewertung („worst case“-Verfahren)
unter primärer Berücksichtigung
von Gesamt-Biovolumen und Diversitätsindex
anhand der vorläufigen Grenzwerte
(vgl. Kap.11.3 und 11.4)
Bewertung des ökologischen Zustands von Bergbauseen gemäß WRRL anhand des Ph
(Ablaufschema)
Bergbausee
ytoplanktons
pH-n
(pH
pH-sauer
(pH < 6)
eutral
≥ 6)
Ausweisung als
- natürl. WK
-
künstl. WK (AWB)
Typisierung
Bewertung mit PhytoSee 4.0
Ausweisung als
künstlicher WK (AWB)
Typisierung
stabile hydrologische und
chemische Bedingungen?
nein
ja
Bewertung nicht möglich
bzw. nur orientierende
ewertung mit dem Verfahren
für saure Seen
B
Allgemeine Voraussetzungen: mehrjähriges Monitoring mit ≥ 4 Probennahmen pro Jahr
mit Daten zu Arten, Biovolumina, Chl a und physikal.-chem. Standarduntersuchungen;
auf Seen mit pH < 3 vorerst nur eingeschränkt anwendbar.
Berechnung von
- Jahresmittelwert Ges.-Biovolumen
- Jahresmittelwert Chl a
- Jahresmaximum Chl a
Datenauswertung
1. Artenliste mit Biovolumina
2. Berechnung Diversitätsindex nach Shannon
3. Berechnung Evenness (Es) zum Hs
(Hs)
Bewertung Biovolumen
Bewertung Diversität
Gesamtbewertung („worst case“-Verfahren)
unter primärer Berücksichtigung
von Gesamt-Biovolumen und Diversitätsindex
anhand der vorläufigen Grenzwerte
(vgl. Kap.11.3 und 11.4)

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Danksagung
Die Autoren bedanken sich bei Frau Kerstin Jenemann vom Sächsischen Landesamt für
Umwelt, Landwirtschaft und Geologie für die jederzeitige umfassende Unterstützung und
Beratung sowie bei Herrn Jörg Schönfelder vom Landesumweltamt Brandenburg und Herrn
Andreas Gründel vom Hessischen Landesamt für Umwelt und Geologie für die zahlreichen
Anmerkungen zur Studie und für die Überlassung von Daten. Herrn Dr. Jochen Schaumburg
vom Bayerischen Landesamt für Umwelt sowie Herrn Dr. Benthaus und Herrn Dr. Oliver
Totsche von der Lausitzer und Mitteldeutschen Bergbauverwaltungsgesellschaft (LMBV)
danken wir für die Bereitstellung von Daten.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
80
____________________________________________________________________________________________________
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Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
83
____________________________________________________________________________________________________
Anhang
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2
x-BV [mm³/L]
Hs
,5
Hs Typ 7
Hs Typ 13
Abb. A1: Verhältnis von mittlerem Phytoplankton-Biovolumen zu Shannon-Index für Seen
des Typs 7 und Seen des Typs 13.
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2
x-BV [mm³/L]
Es
,5
Es Typ 7
Es Typ 13
Abb. A2: Verhältnis von mittlerem Phytoplankton-Biovolumen zur Evenness für Seen des
Typs 7 und Seen des Typs 13.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
84
____________________________________________________________________________________________________
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
TP [μg/L]
BV [mm³/L]
Seetyp 7
Seetyp 13
H/G
G/M
Abb. A3: Verhältnis von mittlerem Phytoplankton-Gesamtbiovolumen zur TP-Konzentration
mit Seetyp-abhängigen Bewertungsgrenzen (sehr gut/gut und gut/mäßig) nach dem
Biomasse-Index des PSI-Bewertungsverfahrens.
0
1
2
3
4
5
6
7
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
TP [μg/L]
Chl a [μg/L]
Seetyp 7
Seetyp 13
H/G
Abb. A4: Verhältnis von mittlerer Chlorophyll a-Konzentration zur TP-Konzentration mit
Seetyp-abhängigen Bewertungsgrenzen (sehr gut/gut und gut/mäßig) nach dem
Biomasse-Index des PSI-Bewertungsverfahrens.

Leßmann & Nixdorf (2009): Studie „Ökologisches Potential saurer Bergbauseen“
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____________________________________________________________________________________________________
0
5
10
15
20
25
0 2 4 6 81012141618
TP [μg/L]
Max Chl a [μg/L]
Seetyp 7
Seetyp 13
H/G
G/M
Abb. A5: Verhältnis von maximaler Chlorophyll a-Konzentration zur TP-Konzentration mit
Seetyp-abhängigen Bewertungsgrenzen (sehr gut/gut und gut/mäßig) nach dem
Biomasse-Index des PSI-Bewertungsverfahrens.
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
BV [mm³/L]
Hs
pH<3
pH 3-3,5
pH 3,6-4
pH 4,1-4,5
pH 4,6-5
pH 5,1-5,5
Abb. A6: Verhältnis der beiden biologischen Qualitätselemente Biovolumen (BV) und
Diversitätsindex (Hs) zueinander unter Berücksichtigung des pH-Wertes der Seen.