Resilienzstrategie und Handlungskonzept für den Aasee

V/0235/2022
V/0235/2022
Öffentliche Beschlussvorlage
Betrifft
Resilienzstrategie und Handlungskonzept für den Aasee
Beratungsfolge
28.04.2022 Bezirksvertretung Münster-West Anhörung
03.05.2022 Bezirksvertretung Münster-Mitte Anhörung
10.05.2022 Ausschuss für Umweltschutz, Klimaschutz und Bauwesen Vorberatung
18.05.2022 Hauptausschuss Vorberatung
18.05.2022 Rat Entscheidung
Beschlussvorschlag:
I. Sachentscheidung:
1. Die Ergebnisse der vom Amt für Mobilität und Tiefbau beauftragten wissenschaftlichen
Begleitung von Herrn Prof. Dr. Dr. Dietrich Borchardt werden auf Grundlage des
Abschlussgutachtens zur Kenntnis genommen.
2. Dem Handlungskonzept sowie den daraus resultierenden Maßnahmen wird zugestimmt. Die
Stadtverwaltung wird mit der Umsetzung dieser Maßnahmen beauftragt.
II. Finanzielle Auswirkungen:
Es wird zur Kenntnis genommen, dass für die Aaseesanierung durchschnittliche jährliche Kosten in
Höhe von ca. 350.000 € anfallen. Diese teilen sich entsprechend der Maßnahmenplanung in investive
und konsumtive Mittel auf. Einnahmen werden nicht erwartet.
Die v.g. Sachentscheidung ist wie folgt zu finanzieren:
Amt für Mobilität und Tiefbau
21.04.2022
Ihr/e Ansprechpartner/in:
Herr Berger
T elefon:492-6933
BergerD@stadt-muenster.de

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Teilergebnisplan
Nr. Bezeichnung Haush.-
jahr
Betrag
€
Bemerkungen
Produktgruppe 1304 Fließende Gewässer
Zeile 13 Aufwendungen für Sach- und
Dienstleistungen
2022
2023
2024
2025
240.000
160.000
100.000
100.000
Ergebnis 600.000
Teilfinanzplan
Nr. Bezeichnung Haush.-
jahr
Betrag
€ Bemerkungen
Produktgruppe 1304 Fließende Gewässer
Investitionsmaßnahme 4268 Aaseesanierung
Auszahlungen 2022
2023
2024
2025
200.000
200.000
200.000
200.000
Summe 800.000
Die Folgelastenberechnung wird zur Kenntnis genommen.
Die zur Finanzierung erforderlichen Ermächtigungen sind im Haushaltsplan 2022 bei der o.g.
Produktgruppe bzw. Investitionsmaßnahme veranschlagt.
Die aufgeführten Kosten beschreiben die jährlichen Ausgaben, die sich aus dem
Gesamtmaßnahmenpaket des Handlungskonzepts durchschnittlich ergeben. Die Priorisierung und
Reihenfolge der Umsetzung der einzelnen Maßnahmen ist abhängig von den Wirkungen bereits
durchgeführter Maßnahmen und dem daraus resultierenden fortschreitenden Prozess der
ökologischen Verbesserung. Dementsprechend ist die Abfolge und das aufeinander aufbauen der
Maßnahmen von den Ergebnissen aus dem kontinuierlichen Monitoring und dem sukzessiven
Erkenntnisgewinn zur Entwicklung des Sees abhängig, so dass zum jetzigen Zeitpunkt keine
abschließende exakte zeitliche Abfolge zur Umsetzung aller Maßnahmen aufgelistet werden kann.
Durch diese dynamische, wirkungsabhängige Priorisierung soll das Ziel der Verbesserung der
Wasserqualität und Steigerung der Resilienz des Aasees so effizient und zeitnah wie möglich erreicht
werden.
Über die sukzessive Umsetzung der Maßnahmen aus diesem Handlungskonzept wird zukünftig in
einem jährlichen Sachstandsbericht zur Vorlage beim Ausschuss für Umweltschutz, Klimaschutz und
Bauwesen berichtet werden.
Begründung:
1. Voraussetzungen
Die hier aufgeführten Maßnahmen tragen zur Umsetzung der folgenden Ziele zur Klimaanpassung
und Nachhaltigkeitsstrategie bei:

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„Global Nachhaltige Kommune in NRW (GNK)“ - Nachhaltigkeitsstrategie Münster 2030 - T eil 3:
„Maßnahmenprogramm 2019 – 2022“ (V/0669/2019):
- Kapitel 2.1 „In Münster bleiben die natürlichen Lebensgrundlagen erhalten und die
biologische Vielfalt ist verbessert, Maßnahme U4 „Umsetzung Maßnahmenkatalog Aasee“
„Handlungskonzept Klimaanpassung 2030 zur Umsetzung des Klimaanpassungskonzeptes der
Stadt Münster“ (V/0799/2019):
- Maßnahme A3 „Warn- und Informationssystem“
- Maßnahme H12 „Sanierung des Aasees“
2. Gutachten zur Ursachenanalyse des Fischsterbens 2018 und zur wissenschaftlichen
Begleitung bei der Aufstellung eines Handlungskonzepts für den Aasee
2.1 Hintergrund
Im Sommer 2018 herrschte im Münsterland, wie auch in großen T eilen Mitteleuropas und
Deutschlands, eine Periode ungewöhnlich langer Trockenheit kombiniert mit langen, stabilen
Hochdruckwetterlagen, mehreren Hitzewellen und Rekordtemperaturen. In der Nacht vom 08. auf den
09. August 2018 kam es daraufhin zu einem ausgedehnten Fischsterben (in der Summe rund 20
T onnen), das sich am 10. August fortsetzte. Hierbei verendenden zudem eine große Menge
Wasservögel (rund 70 Individuen).
Unmittelbar im Anschluss an dieses Ereignis hat die Stadtverwaltung Herrn Prof. Dr. Dr. Dietrich
Borchardt vom Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung (UFZ), Magdeburg, mit einem Gutachten zur
wissenschaftlichen Begleitung bei der Aufstellung eines Handlungskonzepts für den Aasee in Münster
beauftragt. Ziel des Gutachtens war die Aufarbeitung der Ursachen des Ereignisses sowie die
Entwicklung eines Maßnahmenkonzepts zur langfristigen Stabilisierung des Aasees, um künftig
vergleichbare Situationen besser bewältigen zu können oder sie gar nicht erst entstehen zu lassen.
Für die Erarbeitung des Gutachtens wurden zum einen bereits vorhandene Messdaten sowie
Untersuchungen und Konzepte der vergangenen Jahre herangezogen, wie z.B.:
· Messdaten der Umweltbehörde für den Aasee:
- wöchentliche Messungen der maßgeblichen Gewässergüteparameter
- wöchentliche Messungen der Gehalte von Phytoplankton (Algen) und Cyanobakterien
(„Blaualgen“) in den Frühjahrs-, Sommer- und Herbstmonaten
· Messdaten zu Gewässergüteparametern in der Münsterschen Aa und im Aasee des
begleitenden Monitorings zur Phosphatfällung
· Messdaten der Durchflussmessung am Pegel „Münstersche Aa - Roxeler Str.“ des
Landesamtes für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen (LANUV)

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· vorhandene Untersuchungen:
- Sedimentanalysen (2004)
- Sedimentanalysen (2007)
- Sedimentanalysen (2016)
- Tiefenmessung Aasee (2015)
· vorhandene Konzepte
- Handlungskonzept Aasee 1993
- Handlungskonzept Aasee 1999
- Sanierungskonzept Aasee 2005 (Vorlage V/0287/2005)
- Überblick über Maßnahmen im Einzugsgebiet des Aasees
Zum anderen wurden folgende T eil-Gutachten zur spezifischen Ergänzung der Datengrundlagen
beauftragt:
· Gutachten des Forschungsinstituts für Wasser- und Abfallwirtschaft an der RWTH Aachen
(FiW) (Januar 2019)
- Vermessung des Aasees und der Sedimentauflage
- Aufstellung eines Simulationsmodells des Aasees zur Darstellung chemischer,
physikalischer und biologischer Parameter
- Aufstellung eines digitalen Seemodells zur Simulation unterschiedlicher Szenarien und
Überprüfung der Auswirkungen verschiedener Maßnahmen auf den See
- Beprobung und Untersuchung der Sedimentbeschaffenheit und der stofflichen
Zusammensetzung
- Untersuchung potentieller Rücklösungsprozesse im Sediment gebundener Phosphate
unter sauerstoffreichen und sauerstoffarmen Bedingungen
· Fischereibiologisches Gutachten des Ruhrverbands (Juni 2019)
- Untersuchung des aktuellen Fischbestands hinsichtlich Artenzusammensetzung,
Besatzdichte und Alter
- Aufstellung eines fischereilichen Hegeplans für eine verträgliche fischereiliche
Bewirtschaftung des Aasees
- Identifizierung von Maßnahmen am See zur Förderung eines verträglichen
Fischbestands, insbesondere von Raubfischen
Die Ergebnisse der T eilgutachten sowie die Zwischenergebnisse des Gesamtgutachtens wurden in
insgesamt vier Runden Tischen gemeinsam mit ca. 30 Expertinnen und Experten diskutiert und
abgestimmt. Im Rahmen des letzten Runden Tischs am 12.03.2020 stellte Herr Prof. Borchardt
seinen finalen Entwurf des Gesamtgutachtens einschließlich aller T eilergebnisse und
Maßnahmenvorschläge vor, die von allen T eilnehmendenbefürwortet wurden. Da der Gutachter leider
seit Frühjahr 2020 nicht mehr zur Verfügung steht, war es nicht möglich, den fachlich abgestimmten
Entwurf auch redaktionell in Form eines finalen Gutachtens abzuschließen. Für das hier vorgelegte
Handlungskonzept und auf die weiteren folgenden Maßnahmen hat dies keine Auswirkungen, da alle
inhaltlichen Punkte und fachlichen Hintergründe bereits im Vorhinein abgestimmt worden sind.

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2.2 Ergebnis der Ursachenanalyse
Die Analysen von Herrn Prof. Borchardt haben ergeben, dass das Fischsterben durch eine Vielzahl
zeitgleich aufgetretener Faktoren ausgelöst worden ist:
Eine wesentliche Rolle spielte die im Sommer 2018 vorherrschende Wetterlage. Über einen
ungewöhnlich langen Zeitraum herrschten extrem hohe T emperaturen bei ausbleibenden
Niederschlägen und langanhaltender Windstille.
Die Zuflüsse zum Aasee über die Münstersche Aa erreichten ein Rekordtief von lediglich ca. 40 l/s
über mehrere Wochen. Die Werte lagen damit deutlich unter dem bisherigen Mindestabfluss von 100
l/s. Durch die hohen Lufttemperaturen erhöhte sich auch die Wassertemperatur auf bis zu 26,5°C. Die
gleichzeitige ungewöhnliche Windstille führte außerdem dazu, dass das Wasser im See nahezu stand
und nicht mehr ausgetauscht wurde.
Trotz der nur relativ geringen Wassertiefe sorgten diese Faktoren für stabile Schichtungsverhältnisse
im See. Während an der Oberfläche bedingt durch das pflanzliche Plankton hohe
Sauerstoffkonzentrationen auftraten, stellten sich durch die fehlende Durchmischung der Wassersäule
über Grund nur geringe Sauerstoffkonzentrationen (< 1 mg/l) ein. Diese Schichtung hatte zur Folge,
dass Prozesse in Gang gesetzt wurden, durch die gebundene Nährstoffe aus dem Sediment wieder
zurück gelöst wurden. Dieses Phänomen wurde durch das Institut FiW (RWTH Aachen) in einem
separaten Gutachten untersucht. Darin wird nachgewiesen, dass im Sediment des Aasees ein
enormer Pool an Nährstoffen vorliegt, der bei extremen Sauerstoffdefiziten am Grund des Sees einen
maßgeblichen Rücklösungsprozess (insbesondere von Phosphor-Verbindungen) auslösen kann.
Durch diese seeinterne Düngung kam es im Jahr 2018 zu einer starken Algenentwicklung, die im
Laufe des Sommers zunehmend von toxischen Cyanobakterien (Blaualgen) dominiert wurde. Das
plötzliche Absterben der Blaualgen sorgte in der Nacht vor dem Fischsterben dafür, dass der
Sauerstoffgehalt in nur wenigen Stunden zusammenbrach und für die viel zu hohe Fischpopulation
nicht mehr ausreichte.
Grundsätzlich liegen Wassertemperaturen von über 26°C oberhalb der T oleranzgrenzefür Fische und
schwächen deren Stoffwechsel. Zudem ist der Sauerstoffbedarf von Fischen bei hohen T emperaturen
etwa dreimal so hoch wie bei 10°C. Die im Sommer 2018 vorherrschenden Bedingungen lagen
demnach über einen längeren Zeitraum oberhalb der T oleranzgrenze der Fische, was bereits vor
Eintreten der Sauerstoffdefizite zu einer Schwächung der Tiere führte.
Das größte Problem aber stellte der extrem hohe Fischbestand dar. Zum Zeitpunkt des Fischsterbens
belief sich die Population im See auf mehr als 500 kg/ha. Eine derart hohe Besatzdichte kommt
natürlicher Weise in vergleichbaren Gewässern nur in Ausnahmefällen in tropischen Gebieten vor. In
den gemäßigten europäischen Breitengraden sind diese Besatzdichten nur aus Fischzuchtgewässern
bekannt.
2.3 Entwicklung des Aasees im Zeitraum nach dem Fischsterben bis Oktober 2021
Bereits kurze Zeit nach dem Fischsterben sorgten vor allem Grünalgen für die Normalisierung der
Sauerstoffverhältnisse im See. Höchst bemerkenswert ist, dass ab dem Frühjahr 2019 erstmals eine
Massenentwicklung von Zooplankton (Kleintiere) im Aasee beobachtet werden konnte. Dabei
handelte es sich vor allem um die etwas größeren Daphnien (Krebstierarten) und die kleineren
Bosmina (Wasserflöhe). Das Zooplankton ernährt sich von Phytoplankton und sorgt somit als Filtrierer
auf natürlichem Wege dafür, dass die Algenpopulation gering bleibt. Für den Aasee elementar
entscheidend ist, dass dadurch auch eine Massenentwicklung von Blaualgen im Jahr 2019 völlig
ausblieb. Dieses Phänomen hatte es im Aasee bis dato noch nicht gegeben. Bedingt durch den stark
verringerten Fraßdruck der Fischpopulation auf das Zooplankton konnten sich diese Fischnährtiere
nun hervorragend entwickeln.
Anfang des Jahres 2020 befand sich der Aasee zunächst noch immer in einem guten Zustand. Die
Monitoringwerte wiesen jedoch bereits im April 2020 eine hohe Algenentwicklung begleitet von hohen
Sauerstoffkonzentrationen und -sättigungswerten sowie einer relativ geringen Sichttiefe von lediglich
50 cm aus. Der Anteil der Blaualgen ist zu diesem Zeitpunkt mit etwa 5 - 10% noch gering.

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Grund für diese Entwicklung ist das erneut sehr trockene Frühjahr mit ausgeprägten
Sonnenscheinperioden insbesondere im März und April. Laut Gutachter handelt es sich vermutlich um
eine starke, aber jahreszeitlich noch typische Frühjahrsalgenblüte, mutmaßlich dominiert durch
Kiesel- und Grünalgen. Zeitversetzt folgte daraufhin das Anwachsen des Zooplanktons.
Eine sehr ähnliche Entwicklung ist auch bis Anfang Juni 2021 festzustellen. Insgesamt zeigt das
Phytoplankton eine nur moderate Ausprägung; Cyanobakterien kommen nur untergeordnet vor.
Gleichwohl gibt es eine hohe Sauerstoffversorgung, auch über dem Seegrund. Die Sichttiefe reicht im
neuen Aasee sogar bis 130 cm. Ein Grund dafür ist die sichtbare Zunahme von Zooplankton, das die
Ausbreitung von Algen und damit die Trübung reduziert. Im Juni 2021 kam es zu einer starken
Vermehrung von Grünalgen und einer Verringerung der Sichttiefe auf rund 30 – 40 cm. Der Anteil der
Blaualgen stieg ab Anfang August 2021, sodass der Grenzwert von 30% etwa ab Mitte August
überschritten wurde. Dieser verhältnismäßig hohe Anteil blieb bis Ende September bestehen. Ein
Grund hierfür liegt in dem Anstieg der Phosphor-Konzentrationen im See, wodurch sich das Verhältnis
der Nährstoffe Nitrat und Phosphor verschoben hat und die Cyanobakterien aufgrund ihrer Fähigkeit
auch atmosphärischen Stickstoff zu fixieren einen Vorteil hatten. Aufgrund zusätzlicher
Grenzwertüber- bzw. –unterschreitungen wurden die Belüfter daher Anfang September in Betrieb
genommen. Die erfolgreiche Abfischung von etwas über 4 to Fischbiomasse (s. Abschnitt 2.4)
scheinen den positiven Zustand eingeleitet und insgesamt stabilere ökologische Verhältnisse
geschaffen zu haben.
Um eine Einschätzung treffen zu können, ob ggf. auch ein mittlerweile wieder angestiegener
Friedfischbestand durch Fraßdruck Einfluss auf die bisher wenig eingesetzte Entwicklung des
Zooplanktons haben könnte, wurde im Oktober 2019 vom Ruhrverband eine
Fischbestandsuntersuchung durchgeführt, welche im Oktober 2021 wiederholt wurde.
Um die Gesamtsituation weiterhin intensiv zu beobachten, finden nach wie vor mindestens
wöchentlich und bei Bedarf ergänzende Messungen statt, die gemeinsam durch die Fachleute der
Stadtverwaltung sowie den Gutachtern geprüft und beurteilt werden.
3. Handlungskonzept Aasee 2022
3.1 Phosphatfällung zur Bekämpfung der Cyanobakterien (Blaualgen)
Cyanobakterien entwickeln sich insbesondere in den Sommermonaten unter nährstoffreichen und
warmen Bedingungen. Um diese Entwicklung möglichst einzudämmen, wurde seit dem Jahr 2005 im
Zeitraum von etwa April bis Oktober Eisen-III-Chlorid über die Münstersche Aa in den Aasee
eingebracht, um die gelösten Phosphate im Wasser so zu binden, dass sie den Algen nicht mehr als
Nahrungsgrundlage zur Verfügung stehen. Das Fällungsmittel wird automatisch in gleichbleibender
Konzentration abhängig von der Durchflussmenge in der Münsterschen Aa dosiert. Die gefällten
Phosphate werden als Partikel teilweise ausgetragen, teilweise im Sediment angelagert.
Grundsätzlich hat sich die Phosphatfällung in den vergangenen Jahren als wirksames Mittel in der
Bekämpfung gegen Blaualgen erwiesen, was sowohl durch die Messergebnisse der städtischen
Umweltbehörde als auch des begleitenden externen Monitorings bestätigt wird. Dennoch wurde diese
Vorgehensweise für Zeiten extremer Wetterbedingungen sowohl von der Stadtverwaltung als nun
auch seitens des Gutachters als kritisch angesehen. Grund dafür ist, dass die gebundenen Nährstoffe
unter extrem sauerstoffarmen Verhältnissen wieder zurück gelöst werden und somit schädliche
Algenblüten weiter fördern können. Bereits im Mai 2018 hatte es Gespräche seitens des Amts für
Mobilität und Tiefbau und der Umweltbehörde zu möglichen Alternativen gegeben.
Vor diesem Hintergrund soll die Bekämpfung der Blaualgen mittels Phosphatfällung grundsätzlich
überdacht werden. Insbesondere auch, da bereits in den beiden trockenen Sommern 2018 und 2019
aufgrund der geringen Abflüsse in der Aa so gut wie kein Fällungsmittel eingeleitet werden und somit
die gewünschte Wirkung nicht erzielt werden konnte.

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Die beschriebene sehr positive Entwicklung und gute Wasserqualität des Sees in den Jahren seit
2018 macht deutlich, dass die Blaualgen auch durch ein verbessertes ökologisches Gleichgewicht
und natürliche Kreisläufe erfolgreich eingedämmt werden können.
Aus diesen Gründen wird die Zugabe von Fällmittel seit 2019 ausgesetzt. Die gesamte Infrastruktur
wird am Pumpwerk Roxeler Straße jedoch weiterhin betriebsbereit vorgehalten, sollte die Dosierung
von Fällungsmitteln zukünftig wieder für notwendig erachtet werden.
Darüber hinaus werden auch zukünftig aktuelle Forschungsergebnisse und Verfahren adaptiert um
somit die Reduzierung seeinterner Düngungs- und Rücklösungprozesse zu erreichen und damit
extremen Blaualgenblüten im Aasee entgegenzuwirken.
3.2 Messdaten- und Interventionsmanagement
Die Stadtverwaltung verfügt durch die langjährigen Monitorings bereits über eine sehr umfangreiche
Datengrundlage hinsichtlich der Gewässergüteparameter und der Zuflusssituation. In der Regel
handelt es sich dabei um wöchentlich ermittelte Daten zu z.B. Chlorophyll-a, Cyanobakterien,
Wassertemperatur, Sauerstoff, pH-Wert und Leitfähigkeit.
Unmittelbar nach dem Fischsterben wurden zusätzlich vier Sauerstoffmesssonden angeschafft, die an
jeweils zwei Standorten am alten und neuen Aasee in unterschiedlichen Wassertiefen (Oberfläche
und über Grund) kontinuierlich die Wassertemperatur und den Sauerstoffgehalt messen. Die Daten
werden an einen Web-Server übertragen und online dargestellt.
Diese Messungen wurden um eine weitere Messstation am alten Aasee ergänzt, die neben den
Parametern Wassertemperatur und Sauerstoff auch die die Konzentrationen von Chlorophyll-a und
Cyanobakterien, sowie UV-Absorption rund um die Uhr ermittelt. Diese Messstation ist im Bereich der
Aaseeterrassen montiert und liefert die Daten per energiesparender LoRaWAN-Funkübertragung an
einen Server, über welchen sie jederzeit online abrufbar sind. Die Messstation wurde im Mai 2020 in
Betrieb genommen und zeichnet seither Daten auf.
Mit dieser zusätzlichen neuen Messstation wird eine Idee aus der Bürgerschaft aufgenommen, die im
Wettbewerb „Münsterhack“ im Herbst 2018 mit dem Projekt „Hack-a-T onne“ als Sieger hervorging.
Das T eamplante eine Boje mit Messsonden auf dem Aasee einzusetzen. Die Projektidee wurde an
die vorhandenen Bedingungen angepasst und wird nun als geschützt aufgestellte Messstation
umgesetzt.
Die technische Umsetzung des internen Dashboards zur Visualisierung der Daten erfolgte mit
Unterstützung der items GmbH (Stadtwerke Münster) und basiert auf der plattformübergreifenden
Open-Source-Anwendung Grafana.
Sämtliche Messdaten werden durch die Stadtverwaltung geprüft, überwacht und verwaltet. Das
Datenmanagement dient zum einen einer verlässlichen, langfristigen Dokumentation des Zustands
des Aasees, zum anderen fließen diese Daten als wesentliche Grundlage in ein
Interventionsmanagement im Gefahrenfall ein. Dieses soll zusätzlich zu den manuellen Auswertungen
eingerichtet werden, um kritische Phasen, die zum massiven Auftreten von Cyanobakterien oder
Sauerstoffmangel führen können, möglichst frühzeitig absehen zu können. Dieses zweiteilige
Datenmanagement aus parallellaufenden manuellen und softwaregestützten Lösungen sorgt für eine
hohe Datensicherheit und -qualität und unterstützt ein breit aufgestelltes System für eine kurzfristige
Handlungsfähigkeit. Aufgrund der Komplexität von Gewässergütemessungen in Kombination mit teils
hohen Schwebstoffkonzentrationen im Aasee im Sommer ist eine mindestens wöchentliche Wartung
& Kalibrierung der Anlage erforderlich.
Zur Bewertung der Situation werden die eigenen Messdaten mit externen Daten kombiniert. Im
internen Grafana-Dashboard werden Daten zur aktuellen Wetterlage (DWD), Vorhersagedaten
(DWD), Winddaten (DWD/Stadt Münster) und Zuflussmengen aus der Münsterschen Aa (LANUV)
zusammengeführt. Im Rahmen des Gutachtens wurden von Herrn Prof. Borchardt in Abstimmung mit
Fachleuten der Stadtverwaltung Grenzwerte für die einzelnen Parameter definiert. Dazu gehören die
Zuflussmengen in den Aasee, die Wassertemperaturen (> 20°C im T agesmittel), die
Sonneneinstrahlung (> 175 W m-2), Windgeschwindigkeit (< 3 m s-1), Algenbiomasse (> 100 µg l-1)

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und der Anteil der Cyanobakterien (> 30%). Die Grenzwerte wurden aufgrund langjähriger
Erfahrungen und anhand des Fischsterbens im August 2018 ermittelt und so gewählt, dass ab dem
Zeitpunkt der Alarmierung mit etwa einer Woche Vorlauf ausreichend Zeit verbleibt, um
entsprechende Gegenmaßnahmen in die Wege zu leiten.
Die Überschreitung einzelner Grenzwerte führt nicht zwingend zu einer kritischen Situation im See.
Problematisch ist vielmehr ein zeitgleiches Auftreten unterschiedlicher ungünstiger Verhältnisse, wie
es auch im August 2018 der Fall war.
Die durch die Fachexperten geprüften Daten fließen in das Portal ein, welches daraufhin die
einzelnen Grenzwerte automatisch überprüft und auf kritische Kombinationen hin auswertet. Zeichnen
sich solche Kombinationen ab, erhalten die Fachleute unmittelbar und automatisch eine Information.
Um die Verlässlichkeit der einfließenden Daten gewährleisten und im Bedarfsfall ein zeitnahes und
wirksames Handeln initiieren zu können, handelt es sich bei diesem Dashboard um ein
verwaltungsinternes Instrument.
Alle erforderlichen Daten sind aktuell bereits vorhanden bzw. abrufbar und werden in der Zeit bis zur
Fertigstellung des automatischen Managementsystems manuell erhoben und ausgewertet. Damit
kann die notwendige frühzeitige Handlungsfähigkeit bereits zum jetzigen Zeitpunkt sichergestellt
werden. Die Programmierung, bzw. Weiterentwicklung des Portals erfolgt kontinuierlich.
Abbildung 1: Internes Dashboard – Beispielhafte Darstellung der dargestellten Gewässerparameter

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Abbildung 2: Internes Dashboard - Darstellung von Wetterdaten
Für die Öffentlichkeit werden Informationen im Smart City-Dashboard dargestellt, welches durch die
Stabstelle Smart City bereitgestellt wird. Darüber hinaus stehen Daten als open data zum kostenlosen
Download zur Verfügung.
Abbildung 3: Darstellung von Gewässergüteparametern im Smart City Dashboard (https://dashboard.smartcity.ms/)

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Abbildung 4: Open Data - frei verfügbare Daten zum Aasee sind vorhanden
3.3 Akute Gefahrenabwehr durch Belüftung bei Sauerstoffdefiziten
Im Frühjahr 2020 hat die Stadt Münster zwölf Belüftungsgeräte beschafft. Die Geräte sorgen durch
Umwälzung des Wassers für eine Durchmischung der unteren, sauerstoffärmeren mit den oberen,
sauerstoffreicheren Wasserschichten sowie für eine Anreicherung mit Luftsauerstoff.
Zeichnen sich die als kritisch definierten Werte ab bzw. ist über das System eine Alarmmeldung
eingegangen, werden die Belüftungsgeräte unmittelbar im See installiert, um einem Zusammenbruch
des Sauerstoffhaushalts vorzubeugen.
Für die Belüfter wurde an drei Stellen des Ufers (Höhe Körnerstr., T orminbrücke,Höhe Maringstr.) die
notwendige Stromversorgung neu installiert. An jedem Standort sorgen jeweils vier Geräte für
sogenannte Sauerstoffinseln, wohin sich die Fische zurückziehen können. Sobald sich die
klimatischen und ökologisch relevanten Randbedingungen wieder entspannen, werden die Geräte
vom See genommen und für den nächsten Einsatz betriebsbereit vorgehalten.
Am 27.04.2020 wurden zunächst an einem der Standorte vier Belüfter probeweise eingesetzt und ein
erster T estlauf erfolgreich absolviert. Im Zuge des mehrwöchigen Einsatzes der zwölf Belüfter im
heißen Sommer 2020 konnten erste Ergebnisse zur Wirksamkeit der Belüfter auf den See gewonnen
werden. In regelmäßigen Abständen wurden die Sauerstoffwerte im Wirkungsradius der Geräte
überprüft. Dabei wurde eine ideale Durchmischung festgestellt.
Eine vollständige Belüftung des Sees ist aus ökologischer Sicht nicht zwingend erforderlich und unter
den gegebenen Voraussetzungen technisch hier nicht umsetzbar. Die für den Aasee gewählte Lösung
aus 12 bedarfsweise betriebenen Geräten stellt den bestmöglichen Mittelweg zwischen ökologischem
Nutzen, technischer Umsetzbarkeit und den vielschichtigen Ansprüchen der verschiedenen
Nutzergruppen (z.B. Bootsbetrieb) dar, wie auch die ersten Erfahrungen aus dem Jahr 2020 zeigen.
3.4 Fischereilicher Hegeplan
Aus der Ursachenanalyse geht hervor, dass auch der extrem hohe Fischbestand mit mehr als 500
kg/ha eine wesentliche Rolle für das massive Fischsterben gespielt hat. Daher hat die
Stadtverwaltung im Juni 2019 den Ruhrverband mit Aufstellung eines fischreichen Hegeplans
beauftragt, dessen Ergebnisse auch in das Gesamtgutachten von Herrn Prof. Borchardt eingeflossen
sind.

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Dabei wurde zunächst eine Fischbestandsuntersuchung mittels Elektro- und Stellnetzbefischung im
Oktober 2019 durchgeführt. Diese haben ergeben, dass Individuen von 13 Fischarten und des
Kamberkrebs das Fischsterben 2018 überlebt haben, ca. 90 % des Gesamtbestandes sind verendet.
Der Zander als wichtiger Raubfisch konnte nicht mehr nachgewiesen werden.
Der Restbestand hat sich mittlerweile durch natürliche Vermehrung sehr schnell wieder erholt. Bereits
ein Jahr nach dem Fischsterben lag die Fischbiomasse im See bei etwa 4-6 T onnen.Durch die hohe
Produktivität des Sees vermehrt sich der Fischbestand mit ca. 3,5 T onnenFischbiomasse pro Jahr
sehr schnell. Somit wurden ca. 50% des verendeten Bestands bereits im Herbst 2020 wieder erreicht.
Abbildung 5: Häufigkeitsverteilung der Fischarten im Aasee; Stand: Oktober 2019
Auf Grundlage dieser Erkenntnisse wurde bis zum Februar 2020 ein Hegeplan erarbeitet. Dieser
benennt Zielgrößen der Artenzusammensetzung und Biomasse für eine verträgliche fischereiliche
Bewirtschaftung des Sees, zeigt Wechselwirkungen des Fischbestands mit der Wasserqualität auf
und beschreibt dessen Einfluss auf die Nährstoffrücklösung aus dem Sediment. Des Weiteren werden
Maßnahmen zur fischereilichen Hege und zur strukturellen Verbesserung des Aasees definiert. Um
die benannten Maßnahmen wirksam umsetzen und die erforderlichen Zielgrößen langfristig einhalten
zu können, werden auch die Anforderungen an ein erweitertes Monitoring aufgezeigt.
Ziel wird es sein, den Fischbestand dauerhaft bei einer gewässerverträglichen Menge von maximal
ca. 10 T onnen im gesamten See zu halten. Dazu werden fischereiliche Maßnahmen sowie die
Aufrechterhaltung eines natürlichen Fraßdruckes auf den Weißfischbestand erforderlich. In den
vergangenen Jahren hat der Fischereiverein Frühauf Münster bereits etwa 15 % des Fischbestandes
jährlich entnommen. Um die erforderliche Entnahmemenge erreichen zu können, muss diese
Maßnahme fortgeführt und zusätzlich durch regelmäßige, professionelle Netz- und Reusenbefischung
ergänzt werden.
Der Anteil an Raubfischen soll bei ca. 30-40% des Gesamtfischbestands liegen, um auch über die
natürliche Nahrungskette einer Massenvermehrung der Weißfische entgegen zu wirken. Daher
wurden vom Fischereiverein bereits im Dezember 2020 ca. 3.000 Zander in den See gesetzt.
Zusätzlich erfolgten im April und Dezember 2021 weitere Besatzmaßnahmen mit jungen Hechten
bzw. jungen Zandern.
Um kontinuierlich und langfristig belastbare Aussagen zu Umfang und Zusammensetzung des
Fischbestands treffen zu können, ist das Führen, Auswerten und Fortschreiben einer jährlichen Fang-
und Fischereistatistik sowie ein regelmäßiges fischereiliches Monitoring, wie es in den vergangenen
Jahren bereits geführt wurde, auch zukünftig unumgänglich.

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Sowohl die Monitorings als auch sämtliche Entnahme- und Besatzmaßnahmen erfolgen in enger
Abstimmung mit dem Landesfischereiverband Westfalen und Lippe, dem Fischereiverein sowie den
zuständigen Behörden der Stadtverwaltung und der Bezirksregierung und wurden bereits in die Wege
geleitet und umgesetzt.
Im April 2021 wurden mit Hilfe von Berufsfischern ca. 4,2 T onnenWeißfisch mittels Großreusen und
Elektrobefischung aus dem See entfernt und in andere Gewässer umgesiedelt. Die Aufgaben wurden
durch den Fischereibetrieb Kuhn aus Karlsruhe professionell und tierschonend ausgeführt.
Abfischungen in vergleichbarer Größenordnung sind nach aktuellen Fischbestandsprognosen auch
für die Folgejahre notwendig.
3.5 Umgestaltung der Ufer
Um für die wichtigen Raubfische wie Zander und Hecht die erforderlichen Lebensbedingungen
sicherstellen zu können, bedarf es insbesondere ausreichender Unterschlupf- und
Laichmöglichkeiten. Diese sind durch naturnah gestaltete Uferbereiche und Laichhilfen
bereitzustellen. Vor einigen Jahren wurden bereits an einzelnen Stellen (westlich der Freitreppe,
südlich T orminbrücke, beidseits des Zoo-Kanals) Uferabschnitte abgeflacht und auf den so
entstandenen Flachwasserzonen breite Röhrichtstreifen angelegt.
Um den Anforderungen der fischereilichen Hege nachkommen und damit den Fischbestand auf einem
gewässerverträglichen Niveau halten zu können, sind weitere Maßnahmen zur naturnahen
Uferumgestaltung ab sofort umzusetzen, auch unter der Maßgabe, dass in T eilbereichen ggf.
Wegeverlegungen erforderlich werden. An einigen Stellen lässt sich eine Verbreiterung der
Röhrichtzonen auch durch die Veränderung des Sohlmaterials im Uferbereich in Kombination mit der
Installation eines Verbissschutzes für Jungpflanzen erzielen.
Kleinere Maßnahmen wie das wasserseitige Setzen von Zäunen zum Schutz vor Verbiss von
Wasserpflanzen oder das Auslegen künstlicher Laichnester für Zander & Hecht sollen kurzfristig zum
Einsatz kommen. Eine wissenschaftliche Begleitung ist für beide Maßnahmen vorgesehen, sodass
gewonnene Erkenntnisse für die weitere Skalierung der Maßnahmenumsetzung genutzt werden
können.
3.6 Ökologische Verbesserung der Gewässer im oberhalb liegenden Einzugsgebiet
Die Notwendigkeit zur Durchführung von Maßnahmen zur ökologischen Gewässerverbesserung
ergibt sich grundsätzlich bereits aus den Vorgaben der EG-Wasserrahmenrichtlinie. Diese schreibt
vor, alle Gewässer wieder in einen guten ökologischen Zustand bzw. in ein gutes ökologisches
Potential zu versetzen.
Um das ökologische Gleichgewicht des Aasees zu verbessern ist es nicht alleine ausreichend,
Maßnahmen unmittelbar am bzw. im See umsetzen. Vielmehr ist eine Gesamtbetrachtung des
wasserwirtschaftlichen Gefüges inklusive des oberhalb liegenden Einzugsgebiets zielführend. Wichtig
ist somit auch die Wasserqualität der Zuflüsse zum Aasee zu verbessern und somit das gesamte
System aus See und seinem Einzugsgebiet ökologisch zu stabilisieren. Dazu sind naturnahe
Ausbaumaßnahmen zur ökologischen Verbesserung an den Gewässern im oberhalb liegenden
Einzugsgebiet erforderlich.
Einige Maßnahmen wurden in den vergangenen Jahren bereits umgesetzt, wie z.B.:
· Ökologische Verbesserung des Meckelbachs (350 m, 2013)
· Ökologische Verbesserung der Münsterschen Aa Abschnitt Sentruper Str. bis Aasee (2,2 km,
2013)
· Ökologische Verbesserung der Münsterschen Aa (900 m) und des Unterlaufs des Hülsbachs
(300 m) unterhalb der Hülshoffstraße (2014)

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V/0235/2022
· Ökologische Verbesserung Krummer Bach (500 m, 2015)
· Entrohrung des Oberlaufs des Canisiusgrabens (350 m, 2015)
· Ökologische Verbesserung des Unterlaufs des Canisiusgrabens (380 m, 2017/18)
· Ökologische Verbesserung der Hunnebecke (200 m, 2019)
Insgesamt konnten so bereits ca. 5,2 km Gewässerstrecke renaturiert werden. Folgende Maßnahmen
befinden sich aktuell in Planung:
· Ökologische Verbesserung der Münsterschen Aa oberhalb der Hülshoffstraße (2025)
· Ökologische Verbesserung des Gievenbachs im Bereich der Oxfordkaserne (2022)
· Ökologische Verbesserung der Hunnebecke im Bereich des neuen Baugebiets Feldstiege /
Beerwiede (2024-2025)
· Überarbeitung Rückhaltebecken Ossenkampgraben inklusive Überarbeitung der
Niederschlagswasserbehandlung (zukünftig)
Ferner kann eine naturnahe Gewässerentwicklung auch über eine ökologische Gewässerunterhaltung
initiiert werden. Dazu zählen u.a. die Herausnahme von Sohl- und Uferbefestigungen, die Beseitigung
von Verrohrungen und Durchlässen, die Reduzierung von Mäharbeiten am Ufer, die Anlage von
Flach- und Steilufern, das Einbringen von T otholzsowie insbesondere die verstärkte Bepflanzung von
Uferabschnitten zur Beschattung, um der klimabedingten Erwärmung der Fließgewässer
entgegenzuwirken. Diese Maßnahmen sind für den Aasee im Klimaanpassungskonzept der Stadt
Münster zusammengefasst unter der Maßnahme H 12: „Sanierung des Aasees“.
3.7 Sediment- und Nährstoffmanagement im Einzugsgebiet
In Kooperation mit der Landwirtschaft soll der flächige Eintrag von Nährstoffen reduziert werden.
Durch die Optimierung der Niederschlagswasserbeseitigung lassen sich punktförmige
Nährstoffeintrage (z.B Hofentwässerung) häufig effektiv reduzieren. Auch die Reduzierung von
Sedimenteinträgen von landwirtschaftlichen Flächen und der damit einhergehenden Nährstoffeinträge
kann durch die Anlage von größeren Gewässerrandstreifen signifikant verringert werden.
3.8 Maßnahmen in der Stadtentwässerung
Der Aasee erhält neben den Zuflüssen aus Gewässern auch solche aus besiedelten Gebieten über
Einleitungen aus der Regenwasserkanalisation. Um die gesamte Nährstoffbilanz im See zu
entschärfen, sind neben den Verbesserungsmaßnahmen an Gewässern dementsprechend auch
Maßnahmen in den Siedlungsgebieten erforderlich. Diese sind im Abwasserbeseitigungskonzept der
Stadt Münster (ABK) klassifiziert und priorisiert zusammengefasst.
3.8.1 Getrennte Fassung und Ableitung von Regenwasser
Grundsätzlich ist Regenwasser möglichst separat zu fassen und abzuleiten. Viele Gebiete werden
bereits im Trennsystem entwässert, in einigen Bereichen sind noch Anpassungen erforderlich. In
diesem Zuge wurden bereits Maßnahmen zum Anschluss von Streusiedlungen in das städtische
Abwasserbeseitigungskonzept 2020 aufgenommen. Im Einzugsgebiet des Aasees ist z.B. der
Anschluss der Siedlungsbereiche „Im Rüschenfeld“ und „Wenningweg“ in Roxel zur getrennten
Erfassung und Ableitung des dortigen Schmutz- und Regenwassers vorgesehen und soll in den
Jahren 2023/24 baulich umgesetzt werden. Die getrennte Ableitung von Regenwasser führt zum
einen zu einer hydraulischen Entlastung der Kläranlagen. Zum anderen stärkt es in Trockenphasen
die natürlichen Abflüsse der Gewässer.

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V/0235/2022
3.8.2 Reinigung von verschmutztem Niederschlagswasser
Neben der Optimierung der Einleitungen von Niederschlagswasser über Strassenseitengräben in die
Münstersche Aa (Erfassung, Klassifizierung, Behandlungsoptionen) ist die Reinigungsleistung von
Regenwasserbehandlungsanlagen gemäß den aktuellen Anforderungen zu überprüfen und ggf.
anzupassen. Die bisher eingesetzten technischen Anlagen verfügen bei bestimmten
Verschmutzungsarten und -graden lediglich über eine bedingte Wirksamkeit. Insbesondere für stark
verschmutzte Flächen zeigt sich, dass eine bestmögliche Reinigungsleistung über die belebte
Bodenzone erfolgt. Dementsprechend sollen zukünftig möglichst Retentionsbodenfilter zum Einsatz
kommen. Die erste Anlage dieser Art wird bereits für das T eileinzugsgebiet im Bereich der
Oxfordkaserne umgesetzt. Bestehende Anlagen werden hinsichtlich ihres Wirkungsgrades überprüft
und bei Bedarf je nach Anforderungen und Möglichkeiten umgerüstet oder durch
Retentionsbodenfilter ersetzt.
3.8.3 Gezielte Bewirtschaftung von Niederschlagswasser
Regenwasserbewirtschaftungskonzepte haben zum Ziel, die Wasserhaushaltsbilanz aus Abfluss-,
Versickerungs- und Verdunstungsanteilen in besiedelten Gebieten dem natürlichen, unbebauten
Zustand möglichst anzugleichen. Das heißt, dass mit zunehmender Versiegelung dafür Sorge
getragen wird, dass sowohl die Versickerung, ganz besonders aber die Verdunstung durch eine
entsprechende Entwässerungskonzeption maßgeblich gefördert wird. Durch die erhöhte
Verdunstungsrate werden Kühleffekte in den heißen Sommermonaten erzielt. Der Anteil des
Niederschlags, der zum Abfluss gelangt wird reduziert bzw. verlangsamt aus dem Gebiet geleitet.
Diese Bewirtschaftungskonzepte bestehen, angepasst an die örtlichen Gegebenheiten, aus einer
Kombination aus vorrangig offenen, oberflächennahen und möglichst naturnah ausgebildeten
Ableitungssystemen, Gründächern, Regenwassernutzungsanlagen, versickerungsfähigen
Verkehrsflächen, klassischen Kanalsystemen etc. Des Weiteren sehen diese Konzepte eine
vielschichtige Mehrfachnutzung von Flächen vor. Verkehrswege sind ggf. so zu gestalten, dass sie bei
extremen Starkregen als Notwasserweg dienen. Grün- und Freiflächen dienen nicht nur dem
Landschaftsbild und dem Freizeit- und Erholungswert, sondern werden ebenso als Retentionsflächen
für geringere und mittlere Niederschläge genutzt. Regenwasser wird in die städtebaulichen
Konzeptionen eingebunden und als maßgebliches Gestaltungselement integriert.
Alles in allem sorgen Regenwasserbewirtschaftungskonzepte neben einer messbaren Verbesserung
des Kleinklimas durch z.B. Verdunstungs-Kühleffekte bei Hitze auf der einen sowie einer Reduktion
der Abflusswellen bei intensiven Niederschlägen auf der anderen Seite auch für eine maßgebliche
Verbesserung der Gewässersysteme. Nährstoffe werden durch naturnahe Ableitungssysteme gefiltert,
die hydraulische Belastung durch Minderung und Vergleichmäßigung der Oberflächenabflüsse
reduziert.
Innovative Lösungen zu Planung, Umsetzung und Betrieb dieser Konzepte hat die Stadtverwaltung
Münster in den vergangenen Jahren in bundesweiten Forschungsprojekten mitentwickelt und bereits
in den städtebaulichen Planungsprozess integriert. Organisatorische sowie planungsinhaltliche
Anpassungen wurden gemeinsam mit anderen Beteiligten aus Stadt-, Verkehrs- und
Freiflächenplanung in die städtebaulichen Entwicklungsprozesse integriert und sollen weiterhin in
planerische Standards überführt werden.
Im Einzugsgebiet des Aasees werden diese Konzepte derzeit auf dem Gelände der ehemaligen
Oxfordkaserne umgesetzt. Auch in weiteren Bereichen wie z.B. dem Baugebiet Feldstiege /
Beerwiede in Nienberge werden diese Systeme ebenso vorgesehen. Neben ökologischen
Verbesserungsmaßnahmen an den Gewässern selbst sind demnach auch die entsprechenden
Einzugsgebiete wasserwirtschaftlich möglichst optimal zu konzeptionieren, um schlussendlich die
bestmögliche Lösung für das Gesamtsystem zu finden.
3.9 Gezielte Bewirtschaftung des Grundwassers zur Steigerung des Basisabflusses

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Der Basisabfluss eines Gewässers ist jener Abfluss, welcher sich nach einer längeren Zeit ohne
nennenswerte Niederschläge einstellt und ist in direktem Maße abhängig vom mengenmäßigen
Zustand der Grundwasserkörper im oberhalb liegenden Einzugsgebiet.
Aufgrund ihres verhältnismäßig kleinen Einzugsgebietes sowie der Klassifizierung als sandgeprägter
Tieflandbach wird der Wasserhaushalt der Münsterschen Aa im Einzugsgebiet oberhalb des Aasees
in gesteigertem Maße durch Wechselwirkungen mit dem Grundwasser bestimmt. Eine Erhöhung des
Basisabflusses der Münsterschen Aa trägt zur Steigerung der Klimaresilienz des Ökosystems Aasee
bei, da sie insbesondere in Trockenphasen die Wasseraustauschrate vergrößert und das
T emperaturregimemäßigt.
Vor diesem Hintergrund ist im Rahmen von Zulassungsverfahren bei der Prüfung neuer
Grundwasserentnahmen oder Erhöhungen bereits bestehender Entnahmen im Einzugsgebiet
oberhalb des Aasees besonderer Fokus auf die Auswirkungen der Entnahme auf die
Oberflächenwasserkörper zu legen.
3.10 Entwicklung und Einsatz innovativer Lösungen (F&E-Projekte)
Um bestmögliche wasserwirtschaftliche, ökologische sowie auch gesamtstädtebauliche Lösungen zu
erarbeiten und den aktuellen wasserrechtlichen Anforderungen Genüge zu tun, arbeitet die
Stadtverwaltung gemeinsam mit Universitäten, Fachhochschulen sowie anderen Kommunen und
Planungsbüros intensiv an innovativen Lösungen. Ziel ist es, Abwasser in bestmöglicher Qualität zu
sammeln und abzuleiten.
Neben der Entwicklung von Regenwasserbewirtschaftungskonzepten zur ganzheitlich optimierten
Entwässerung von Siedlungsgebieten, steht bei aktuellen Forschungsprojekten die Reinigung von
verschmutztem Niederschlagswasser besonders im Fokus.
Um die erforderliche Reinigungsleistung insbesondere von stark verschmutzten Flächen zu erreichen,
sind Retentionsbodenfilter derzeit oft die einzig mögliche Lösung. Diese Anlagen verfügen über einen
sehr guten Wirkungsgrad, benötigen aber auch viel Platz. Gerade in innerstädtischen
Bestandsgebieten scheitert der Einsatz dieser Anlagen oft an der nicht verfügbaren Fläche.
Um diesem Problem zu begegnen, wird aktuell gemeinsam mit der FH Münster eine großtechnische
Filteranlage entwickelt, die platzsparend aber dennoch hochwirksam ist. Eine erste Variante hat die
FH Münster bereits in den Jahren 2013-2016 in Wuppertal getestet. Die dortigen Erfahrungen wurden
aufgearbeitet und sollen nun in einem weiterentwickelten zweiten Schritt am Kolde-Ring unmittelbar
im Einzugsgebiet des Aasees zum Einsatz kommen.
Ein zweites Forschungsprojekt welches die Reinigungsleistung von Retentionsbodenfiltern speziell
hinsichtlich ihrer Phosphat-Abbauraten intensiv beleuchten soll wird derzeit initiiert. Vor dem
Hintergrund des enormen Phosphataufkommens im Sediment des Aasees und der daraus
resultierenden potentiellen Rücklösungsprozesse sind Erkenntnisse in diesem Bereich auch für den
Aasee von entscheidender Bedeutung.
Die Verbesserung der Wasserqualität auf der einen sowie eine möglichst verträgliche Verteilung der
Abflüsse auf der anderen Seite führen auch für den Aasee zu einer maßgeblichen Verbesserung und
Stabilisierung des Gesamtsystems.
Darüber hinaus werden weitere wissenschaftliche Zusammenarbeiten im Rahmen von
Forschungsprojekten angestrebt, um die Gewinnung wissenschaftlicher Erkenntnisse zu fördern und
Ergebnisse hieraus direkt für den Aasee nutzbar zu machen. Beispielhaft kann hier die Übertragung
bekannter T echnologienzur Verringerung von Cyanobakterienblüten auf Aasee genannt werden. Die
Behandlung von Oberflächengewässern mit Ultraschall weist aktuell noch ein Defizit an
wissenschaftlichen Erkenntnissen auf und könnte sich daher für ein Forschungsprojekt eignen. Hierzu
finden derzeit inhaltliche und genehmigungstechnische Prüfungen statt.
3.11 Weitere Maßnahmen

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Neben den Maßnahmen zur Stabilisierung der Gewässergüte im und am See sowie im oberhalb
liegenden Einzugsgebiet werden kurzfristig auch zusätzliche bauliche Maßnahmen erforderlich. Im
Rahmen der Zustandsuntersuchungen des Wehrs Badestraße haben sich Schäden herausgestellt,
die kurzfristig zu beheben sind. Aus diesem Grund wird noch in diesem Jahr übergangsweise ein
Revisionsverschluss eingesetzt, um die betrieblichen Notwendigkeiten sicherstellen zu können. Für
den erforderlichen Neubau der Wehrklappe wird derzeit die Planung erstellt und in Kürze eine Vorlage
zum Baubeschluss vorgelegt. Sofern weitere bauliche Maßnahmen notwendig werden sollten, werden
für diese jeweils gesonderte Beschlussvorlagen eingereicht.
Für das Jahr 2022 ist die Entschlammung des Zookanals vorgesehen. Neben der Mündung des
Gievenbach und mehreren Einleitungen aus dem Zoo sorgt ein dichter Baumbestand für ein erhöhtes
Aufkommen an Sediment im Zookanal. Dieses ist im Laufe der Jahrzehnte stellenweise zu einem
Hindernis für das dort verkehrende Fahrgastschiff „Solaris“ geworden. Ursächlich für diese
Maßnahme ist die Verpflichtung seitens der Stadt Münster den ordnungsgemäßen Betrieb der Solaris
von Seiten des Gewässers zu ermöglichen. In den vergangenen Jahren kam es, insbesondere in der
trockenen aber fahrgastreichen Sommersaison, häufiger zu Störungen im Fährbetrieb aufgrund von
unzureichenden Wassertiefen.
Im Zookanal wurden bereits Sedimentproben genommen, welche zurzeit auf mögliche Belastungen
hin untersucht werden. Die Ergebnisse dieser Untersuchung entscheiden maßgeblich darüber, wie mit
dem Aushub weiter verfahren wird. Aufgrund des hohen organischen Anteils innerhalb des
vorliegenden Sedimentes geht von diesem eine sauerstoffzehrende Wirkung aus. Diese wirkt sich
insbesondere in Zeiten geringer Wasserführung durch den Gievenbach negativ auf die aquatischen
Sauerstoffverhältnisse in der Umgebung aus. Die Entschlammung des Zookanals wirkt sich somit
positiv auf die Steigerung der Klimaresilienz des Systems Aasee aus.
Die genaue technische Ausführung der Entschlammungsmaßnahme soll nach einer Ausschreibung
dem Auftragnehmer überlassen werden. Dies wird unter Auflagen zur Sicherung der Wasserqualität
und zur Gewährleistung des Hochwasserabflusses während der Baumaßnahme geschehen.

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V/0235/2022
4. Zusammenfassung & Ausblick
Sämtliche Gutachten und Monitorings haben gezeigt, dass der Aasee aufgrund seiner Hydrographie
und Morphometrie sowie der Nährstoffbelastung und der vielschichtigen Nutzung auch weiterhin ein
sensibles und sehr produktives System bleiben wird. Da durch die Auswirkungen der
Klimaveränderungen zukünftig vermehrt ähnlich extreme klimatische Bedingungen wie in den
vergangenen Jahren auftreten werden, ist es zwingend erforderlich, den Aasee so stabil wie möglich
zu gestalten, ihn gezielt und verträglich zu bewirtschaften sowie auf extreme Gefahrensituationen
vorbereitet zu sein. Auf Grundlage dieser Erkenntnisse und der Ergebnisse der Gutachten hat die
Stadtverwaltung dieses Handlungskonzept Aasee erarbeitet.
Das Handlungskonzept bündelt in verschiedenen Maßnahmenpaketen die folgenden Ziele:
· Reduktion der Nährstoffe im Aasee durch Maßnahmen im bzw. am See, den zufließenden
Gewässern und gesamten Einzugsgebiet
· verträgliche fischereiliche Bewirtschaftung
· Fortführung und Intensivierung des Monitorings mit umfangreichem und sicherem
Datenmanagement
· Sicherstellung der Handlungsfähigkeit im Gefahrenfall
Alle Maßnahmen werden hinsichtlich ihrer Wirksamkeit überprüft und wissenschaftlich begleitet.
Zukünftig wird ein jährlicher Sachstandsbericht angefertigt.
I.V.
gez.
Robin Denstorff
Stadtbaurat
Anlagen:
Anlage A
Anlage 1: Abschlussgutachten, Prof. Dr. Dr. h.c. Dietrich Borchardt (Helmholtz-Zentrum für
Umweltforschung, Dezember 2021, 92 Seiten)
Anlage 2: Ergebnisse der Aasee‐Untersuchung und Modellierung 2019, Forschungsinstitut für
Wasser- und Abfallwirtschaft an der RWTH Aachen (FiW, Januar 2019, 73 Seiten)
Anlage 3: Fischereibiologisches Gutachten, Ruhr-Wasserwirtschafts-Gesellschaft (Ruhrverband, Juni
2019, 63 Seiten)
Die Anlagen 1-3 werden aufgrund ihres großen Seitenumfangs und mit Rücksicht auf den
ressourcenschonenden Umgang mit Papier ausschließlich im Ratsinformationssystem unter der
entsprechenden Vorlagennummer zur Verfügung gestellt.

Folgelastenberechnung Anlage 1
V/0235/2022 Aufgestellt am: 29.03.2022
Amt: 66
A Investitionsmaßnahme Resilienzstrategie und Handlungskonzept für den Aasee
Produktgruppe 1304
Investitionsmaßnahme 4268 Aaseesanierung
Jahr der Fertigstellung: 2025
Nutzungsdauer: 80 Jahre
B Kapitalbedarf/ Finanzierung
Euro %
1. Zuschüsse und Zuweisungen
2. Beiträge
3. Eigenanteil Stadt Münster 800.000 100,00
Gesamt-Kapitalbedarf 800.000 100,00
C Gesamtkosten der Investitionsmaßnahme
Euro %
1. Grund und Boden
2. Baukosten 800.000 100,00
3. Beschaffungen (ohne Fahrzeuge)
4. Fahrzeug (e)
Gesamtkosten 800.000 100,00
D Folgeaufwendungen pro Jahr
Einmalig im 
Haushaltsjahr:
Fortlaufend ab dem 
Haushaltsjahr: Euro %
Personal- und Versorgungsaufwendungen, Zeilen 11, 12 Ergebnisplan 0,00
Sach- und Dienstleistungen, Zeile 13 Ergebnisplan
1. Instandhaltung der Grundstücke und baul. Anlagen
2. Instandhaltung des Infrastrukturvermögens 2026 8.000 26,67
3. Instandhaltung des sonstigen unbewegl. Vermögens
4. Haltung von Fahrzeugen
5. Bewirtschaftung der Grundstücke und baul. Anlagen
Zwischensumme 8.000 26,67
Bilanzielle Abschreibungen, Zeile 14 Ergebnisplan
6. Bilanzielle Abschreibungen Zwischensumme 10.000 33,33
Sonstige ordentliche Aufwendungen, Zeile 16 Ergebnisplan
7. Mieten und Pachten
8. Sonstige Verwaltungs- und Betriebsaufwendungen
Zwischensumme 0 0,00
Zinsen, Zeile 20 Ergebnisplan
9. Fremdkapitalzinsen 12.000 40,00
NACHRICHTLICH: Zinsen (3,00 %) 12.000 € p.a.
+ Tilgung 24.000 € p.a.
= Schuldendienst 36.000 € p.a.
Summe Folgeaufwendungen 30.000 100,00
E Folgeerträge pro Jahr
Einmalig im 
Haushaltsjahr:
Fortlaufend ab dem 
Haushaltsjahr: Euro %
1. Zuweisungen und Zuschüsse für lfd. Zwecke
2. Auflösung Sonderposten (Zuwendungen und Beiträge)  0 0,00
3. Benutzungsgebühren und ähnliche Entgelte
4. Mieten und Pachten
5. Sonstige Verwaltungs- und Betriebserträge
Summe Folgeerträge 0 0,00
Einmalig im 
Haushaltsjahr:
Fortlaufend ab dem 
Haushaltsjahr: Euro
F Entfallende Aufwendungen pro Jahr
G Entfallende Erträge pro Jahr
H Folgelasten (D-E-F+G) pro Jahr Euro
insgesamt 30.000
in % der Gesamtkosten (vgl. C) 3,75
I Folgeinvestitionen Zeitpunkt Euro
J Erläuterungen
Fließende Gewässer
Folgelastenberechnung (Ermittlung der haushaltsrelevanten Erträge und Aufwendungen)

Anlage A zur V/0235/2022
Kurzüberblick
Nach dem massiven Fischsterben im Aasee im Sommer 2018 wurde mit wissenschaftlicher
Begleitung ein Handlungskonzept für den Aasee erstellt. Neben der Aufarbeitung der
Ursachen des Ereignisses wurde ein Handlungskonzept bestehend aus unterschiedlichen,
teils aufeinander aufbauenden Maßnahmen zur langfristigen Stabilisierung des Aasees
entwickelt, um künftig vergleichbare Situationen besser bewältigen zu können oder sie gar
nicht erst entstehen zu lassen.
Ziele/Teilziele/Zielerreichung
Der Aasee ist aufgrund seiner Gestalt, seiner Lage und der intensiven Nutzungen ein
hochsensibles Gewässer. Durch seine unmittelbar innenstadtnahe Lage und die vielfältigen
Funktionen als Naherholungsort, prägender T eildes Stadtbildes, Sport- und Freizeitstätte,
als Frischluftlieferant für die Innenstadt sowie als Lebensraum für Flora und Fauna hat er für
die Stadt Münster eine ganz besondere Bedeutung. Extremwetterlagen, wie sie auch im
Sommer 2018 auftraten und zukünftiger immer häufiger auftreten werden, stellen den See
vor eine immense Herausforderung.
Vor diesem Hintergrund ist Ziel des Handlungskonzepts, den See bestmöglich resilient
gegenüber klimatischen und weiteren äußeren Einflüssen aufzustellen. Nur so kann ein
möglichst stabiles ökologisches Gleichgewicht, eine gute Wasserqualität und schlussendlich
auch die vielfältigen Nutzungsmöglichkeiten langfristig gesichert werden.
Finanzierung
Produktgruppe: 1304 Fließende Gewässer
Auswirkungen auf den Ergebnisplan X Ja Nein
Auswirkungen auf den Finanzplan X Ja Nein
Im beschlossenen Haushaltsplan 2022 enthalten? X Ja Nein teilw.
Belastungen in zukünftigen HH-Jahren? X Ja Nein
Bereits veranschlagt? X Ja Nein
Pflichtigkeitsgrad
Die Maßnahme/Leistung ist vollständig
pflichtig
x überwiegend
pflichtig
überwiegend
freiwillig
vollständig
freiwillig
Die Aufgaben der Produktgruppe 1304 beruhen auf folgenden rechtlichen Grundlagen:
Europäische Wasserrahmenrichtlinie (WRRL), Wasserhaushaltsgesetz (WHG),
Landeswassergesetz NW (LWG)
Beeinflussbarkeit der finanziellen Auswirkungen:
Eine Reduzierung der finanziellen Auswirkungen ist nicht möglich bzw. ist der in der Vorlage
aufgeführten Reduktionsvariante zu entnehmen.
Unmittelbare, grundsätzliche Relevanz für Querschnittsthemen
(Demographie, Gleichstellung, Inklusion, Klimaschutz, Migration)
Klimaschutz – Klimaanpassungskonzept, Nachhaltigkeitsstrategie

Prof. Dr. Dr. h.c. Dietrich Borchardt 
Wissenschaftliche 
Begleitung         
Resilienzstrategie  
Aasee 
02.12.2021

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
Seite 1 von 38 
 
Inhalt 
Verzeichnis der Abbildungen 
Verzeichnis der Tabellen 
1. Problemstellung ............................................................................................................................. 4 
2. Meteorologische und hydrologische Bedingungen 2018 und 2019 in Deutschland ..................... 6 
3. Hydrologisch-ökologische Bedingungen Aasee im August 2018 ................................................... 6 
Niederschläge .................................................................................................................................... 6 
Hydrografie und Abflüsse .................................................................................................................. 6 
Wassertemperaturen ........................................................................................................................ 8 
Sauerstoff .......................................................................................................................................... 8 
Phytoplanktonentwicklung .............................................................................................................. 10 
4. Hydrologisch-ökologische Bedingungen Aasee 2019 im Vergleich zu 2018 ............................... 12 
Lufttemperaturen ............................................................................................................................ 12 
Niederschläge .................................................................................................................................. 13 
Hydrografie und Abflüsse ................................................................................................................ 14 
Wassertemperaturen ...................................................................................................................... 15 
Sauerstoff ........................................................................................................................................ 16 
Phytoplanktonentwicklung .............................................................................................................. 18 
5. Fischbestand und Wasserqualität ............................................................................................... 21 
Fischbestand und Fischsterben 2018 .............................................................................................. 21 
Fischbestand 2019 ........................................................................................................................... 22 
Fischereilicher Hegeplan ................................................................................................................. 24 
6. Nährstoffverhältnisse und Nährstoffbilanz für den Aasee .......................................................... 26 
Nährstoffeinträge aus dem Einzugsgebiet ...................................................................................... 29 
Interne Phosphorfreisetzung aus den Seesedimenten ................................................................... 29 
Gesamtbilanz für Phosphor ............................................................................................................. 30 
7. Resilienzstrategie und Maßnahmen ............................................................................................ 31 
8. Zusammenfassung und Empfehlungen zur weiteren Vorgehensweise ...................................... 32 
 
Anhang 1 Ursachenanalyse Prof. Dr. D. Borchardt. 2. Sitzung Runder Tisch Aasee (10.12.2018) 
Anhang 2 Maßnahmenvorschläge Prof. Dr. D. Borchardt. 3. Sitzung Runder Tisch Aasee (13.05.2019) 
Anhang 3 Abschlusspräsentation Prof. Dr. D. Borchardt. 4. Sitzung Runder Tisch Aasee (11.03.2020)

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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Verzeichnis der Abbildungen 
Abbildung 1 Chronologie der Erarbeitung und Entwicklung einer Resilienzstrategie für den Aasee in 
Münster 5 
Abbildung 2 Niederschläge von Januar bis Dezember 2018 im Vergleich zum langjährigen Mittel, 
Station Zoo (Hirschmann und Kramer, 2020) 6 
Abbildung 3 Abflüsse der Münsterschen Aa vom 01.04. bis 31.08.2016 und 2017 sowie vom 01.04. 
bis 22.08.2018 am Pegel Roxeler Straße. 7 
Abbildung 3 Sauerstoffgehalte anhand von Punktmessungen um 15:00 Uhr im Neuen und Alten 
Aasee von April bis August 2018. (Darstellung L. Hirschmann, Amt für Grünflächen, Umwelt und 
Nachhaltigkeit) 9 
Abbildung 4 Sauerstoffgehalte anhand von Punktmessungen um 09:00 Uhr im Neuen und Alten 
Aasee vom 09. bis 23. August 2018. (Darstellung L. Hirschmann, Amt für Grünflächen, Umwelt und 
Nachhaltigkeit) 9 
Abbildung 5 Schadensbild des Fischsterbens im Aasee. In der Mitte ein verendeter adulter Zander 
mit weit gespreizten Kiemen als typisches Symptom für das Verenden durch Sauerstoffmangel. 
(Quelle: Westfälische Nachrichten; Bildnachweis: Matthias Ahlke) 10 
Abbildung 6 Jahresgang von Chlorophyll-a und Cyanobakterien an der Station Modersohnbrücke 
(Quelle: Stadt Münster) 11 
Abbildung 7 Jahresgang von Chlorophyll-a und Cyanobakterien an der Station Pardo Pier (Quelle: 
Stadt Münster) 11 
Abbildung 8 Jahresgang von Chlorophyll-a und Cyanobakterien an der Station Freitreppe (Quelle: 
Stadt Münster) 11 
Abbildung 9 Chlorophyll-a Verteilung im Aasee am 31. Juli 2018 (links) und am 31. August 2018 
(rechts) (Quelle: EOMAP) 12 
Abbildung 10 Verteilung des Indikators für Cyanophyceen (HAB: Harmful Algal Blooms; Schädliche 
Algenblüten) im Aasee am 31. Juli 2018 (links) und am 31. August 2018 (rechts) (Quelle: EOMAP) 12 
Abbildung 12 Anomalien der Lufttemperaturen 2018 und 2019 im Vergleich zum langjährigen 
Mittel, DWD-Station Münster- Osnabrück (Hirschmann und Kramer, 2020) 13 
Abbildung 12 Niederschläge von Januar bis Dezember 2019 im Vergleich zum langjährigen Mittel, 
Station Zoo (Hirschmann und Kramer, 2020) 13 
Abbildung 13 Abflüsse der Münsterschen Aa am Pegel Roxeler Straße vom 01.01. bis 31.12.2018 
und 2019 14 
Abbildung 15 Kontinuierlich gemessene Wassertemperaturen im Aasee (Meßstation Neuer Aasee) 
vom Januar bis November 2019 in 0,5 und 1,5 m Wassertiefe (Hirschmann und Kramer, 2020) 15 
Abbildung 16 Wassertemperaturen in Stichprobenmessungen im Neuen und Alten Aasee von Mai 
bis November 2019. 16 
Abbildung 17 Sauerstoffgehalte in Stichprobenmessungen im Neuen und Alten Aasee von Mai bis 
November 2019. 16 
Abbildung 18 Sauerstoffsättigungen in Stichprobenmessungen im Neuen und Alten Aasee von Mai 
bis November 2019. 17 
Abbildung 19 Sauerstoffgehalte in aus kontinuierlichen Messungen im Neuen Aasee von Oktober 
2018 bis Dezember 2019. 17 
Abbildung 19 Phytoplanktonentwicklung (Grün: Chlorophyll-a; Blau: Cyanobakterien in µgl
-1) im 
Aasee von Mai bis November 2018 und 2019. 18

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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Abbildung 19 Massenentwicklung von filtrierendem Zooplankton im Aasee im Mai 2019. 20 
Abbildung 21 Konzeptionelles Modell für die Struktur der Nahrungsnetze, Einordnung der 
Verhältnisse im Aasee vor und nach dem Fischsterben 2018 und bei einem zukünftig 
anzustrebenden Raubfischbestand von 30 -40% der Fischbiomasse. 21 
Abbildung 23 Lage der Fangstationen und relative Häufigkeit der Fischarten im Aasee 2019 (RWG 
2019). 23 
Abbildung 23 Lage und bauliche Ausstattung der Phosphatfällung Münstersche Aa, Roxeler 
Straße. 26 
Abbildung 25 Verläufe der Gehalte an Ges-P von April bis Oktober 2018 und 2019 ober- und 
unterhalb der P-Fällung (Roxeler Straße bzw. Haus Kump) und im Aasee. 27 
Abbildung 25 Zeitlicher Verlauf der Nitratkonzentrationen in der Münsterschen Aa vor Zufluss in 
den Aasee 2016 -2019 (Messstelle Haus Kump). 28 
Abbildung 27 Rücklösungen von Stickstoff (NH
4-N und NO3-N) und Phosphor (PO4-P und Ges-P) aus 
inkubierten Sedimentkernen aus dem Aasee (fiw/gaiac, 2020). 29 
Abbildung 28 Grobbilanz für Phosphor für den Aasee bezogen auf die Jahre 2011 - 2015. 31 
Abbildung 29 Chronologie der Ereignisse, Aktivitäten und Maßnahmen zur Erarbeitung und 
Umsetzung der Reslienzstrategie für den Aasee. 32 
 
Verzeichnis der Abbildungen 
Tabelle 1 Altersklassen der Fischarten im Aasee 2019 (RWG 2019) 23 
Tabelle 2 Fischbesatz im Aasee von 2005 - 2019 (RWG 2019) 24 
Tabelle 3 Empfohlener Fischbesatz im Aasee für das Bewirtschaftungsziel „Zandersee“ (RWG 2020)
 25 
Tabelle 3 Modellierte Nährstoffbilanz für Phosphor und Stickstoff für den Aasee im 
„Standardszenario“ (fiw/gaiac 2020) 30

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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1. Problemstellung 
Der Aasee in Münster ist als Hochwasserrückhaltebecken im Dauerstau ein künstliches Gewässer mit 
der Zusatznutzung als Wasserreservoir für die Spülung der Stadtgewässer und zu r Freizeitnutzung. 
Erreicht wird dieses durch Aufstau des Flachlandflusses Münstersche Aa im Hauptschluß. Das ober-
halb liegende Einzugsgebiet der Münsterschen Aa ist regionaltypisch abflußschwach, durch intensive 
Landwirtschaft geprägt und der Oberlauf mit den Zuflüssen Hemkerbach und Schlautbach ist Vorflut-
gewässer für das gereinigte Abwasser der Kläranlage Havixbeck (Aubaugröße 13.000 Einwohner-
werte). 
Die Fläche des Aasee  beträgt seit einer zweiten Ausbaustufe in den 1970er Jahren rund 40 ha mit 
circa 740.000 m³ Volumen mit einer maximalen Tiefe von 2 m. Ein seinerzeit  für diese Ausbaustufe 
angeführter Grund war die Verbesserung der Wasserqualität, die seinerzeit zumindest zeitweise be-
reits unbefriedigend war (Stadt Münster 2019). 
Seit den 1990er Jahren traten in immer stärkerem Maße Wasserqualitätsprobleme auf. Im Jahr 2000 
wurden erstmals Cyanophyceen im Aasee nachgewiesen, seit 2004 mit hoher Dominanz in der ge-
samten Vegetationsperiode. Seit dem Jahr 2005 wird von jeweils April bis Oktober eine Phosphatfäl-
lungsanlage mit Eisen(III)-chlorid als Fällmittel im Zulauf des A asees betrieben, um die vermeintlich 
prioritäre Ursache der zu hohen Phosphorgehalte als Auslöser für die Eutrophierung und das Auftre-
ten der Cyanophyceen zu bekämpfen. 
Im Sommer 2018 herrschte im Münsterland, wie auch in großen Teilen Mitteleuropas und Deutsch-
lands, eine Periode ungewöhnlich langer Trockenheit kombiniert mit langen, stabilen Hochdruckwet-
terlagen, mehreren Hitzewellen und Rekordtemperaturen. 
Im Aasee setzte ab Ende Juli/Anfang August 2018 eine Massenentwicklung v on Cyanophyceen ein 
und in der Nacht vom 08. auf den 09. August kam es zu einem ausgedehnten Sterben von Fischen (in 
der Summe rund 20 Tonnen), das sich am 10. August fortsetzte, begleitet von verendenden Wasser-
vögeln (rund 70 Individuen). 
Das Fischsterben hat in Verwaltung, Politik und Öffentlichkeit die Frage aufgeworfen, ob dieses Fisch-
sterben vermeidbar gewesen wäre und welche Maßnahmen getroffen werden müssen, um künftig 
vergleichbare Situationen besser bewältigen zu können oder sie gar nicht erst entstehen zu lassen. 
Mit Schreiben vom 12.11.2018 wurde der Unterzeichner mit begleitenden wissenschaftlichen Bera-
tungen bei der Sanierung des Aasee beauftragt. 
In die Erarbeitung dieses Abschlußgutachtens sind neben eigenen umfangreichen Daten- und Litera-
turrecherchen die Ergebnisse des operativen und investigativen Monitorings der Stadt Münster ein-
gegangen. Auf dieser Grundlage und anhand der Zwischenergebnisse (s. Anhang 1 und Anhang 2) 
wurden durch die Stadt Münster  weitere Studien zur Bearbeitung spezifischer Fragestellungen zur 
Sedimentbelastung und Gütemodellierung (FiW/gaiac 2020), zur Eisenchloridfällung (Schülting 2019) 
und einem fischereilichen Hegeplans (RWG 2020) in Auftrag gegeben. Die für die Resilienzstrategie 
wesentlichen Ergebnisse dieser Studien sind in dieses Abschlußgutachten eingeflossen. 
Einen Überblick über die Chronologie der Abläufe gibt Abbildung 1.

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Abbildung 1 Chronologie der Erarbeitung und Entwicklung einer Resilienzstrategie für den Aasee in Münster

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2. Meteorologische und hydrologische Bedingungen 2018 und 2019 
in Deutschland 
3. Hydrologisch-ökologische Bedingungen Aasee im August 2018 
Niederschläge 
Das Jahr 2018 war als meteorologisches Jahr in ganz Deutschland und damit auch im Münsterland 
durch ausgeprägte Schwankungen im Niederschlagsregime im Vergleich zu den langjährigen Mittel-
werten gekennzeichnet (Abbildung 2). 
 
Abbildung 2 Niederschläge von Januar bis Dezember 2018 im Vergleich zum langjährigen Mittel, Station Zoo 
(Hirschmann und Kramer, 2020) 
Der Januar und Dezember waren noch durch weit überdurchschnittliche Niederschläge gekennzeich-
net (141% bzw. 147%), während der Februar und die Monate von April bis November mit Ausnahme 
des August durch zum Teil extreme Niederschlagsdefizite gekennzeichnet waren. Insbesondere der 
Monat Juli und damit die Periode unmittelbar vor dem Fischsterben wiesen mit 15 mm nur 20% des 
langjährigen Niederschlagsmittels auf. 
Hydrografie und Abflüsse 
Der Aasee in Münster ist als Hochwasserrückhaltebecken im Dauerstau ein künstlich angelegtes Ge-
wässer. Das oberhalb liegende hydrologische Einzugsgebiet hat eine Fläche von 172,3 km
2 und wird 
durch die Münstersche Aa entwässert. Die Münstersche Aa hat bis zur Mündung in den Aasee eine 
Fließstrecke von 28 km, ist regionaltypisch abflußschwach und das Einzugsgebi et durch intensive 
Landwirtschaft geprägt. Die mittleren jährlichen Abflüsse betragen bei einer geschätzten spezifischen 
Abflussspende von 10 ls-1km-2 rund 1,73 m3s-1, entsprechend 149.472 m3 Tag-1 und 54.6x106 m3 Jahr-
1.

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Die Wasserfläche des Aasee beträgt seit einer zweiten Ausbaustufe in den 1970er Jahren rund 40 ha 
mit circa 740.000 m³ Volumen  bei einer durchschnittlichen Wassertiefe von 1,5 m und  einer Maxi-
maltiefe von 2 m. der Aasee ist damit ein ausgesprochen flaches Standgewässer. 
Aus den gegebenen hydrografischen Verhältnissen errechnet sich eine jährliche mittlere Aufenthalts-
zeit des Wassers von durchschnittlich 5 Tagen. Diese unterliegt entsprechend der Niederschlags- und 
Abflussdynamik aber großen kurzzeitigen Schwankungen. So lag der Zufluss im Juni, Juli und August 
2018 infolge der Niederschlagsdefizite unter 50 ls-1 (Abbildung 2). Dies entspricht einem Tageszufluss 
von rund 4,3 m3 Tag-1 entsprechend einer rechnerischen Aufenthaltszeit von 172 Tagen. Die Aufent-
haltszeiten sind entscheidend für die Kontaktzeit des Wasserkörpers mit den Sedimenten und den 
von ihnen ausgehenden Quellen - und Senkenfunktionen (insb. Nährstoff -Fällung und Rücklösung; 
Sauerstoffzehrung). 
 
Abbildung 3 Abflüsse der Münsterschen Aa vom 01.04. bis 31.08.2016 und 2017 sowie vom 01.04. bis 22.08.2018 am 
Pegel Roxeler Straße. 
In allen drei Jahren ist d as regionen-typische Regime der Abflüsse mit zunächst hohen Werten im 
Winterhalbjahr durch hohe Niederschläge und geringe Evapotranspiration geprägt. Im Sommerhalb-
jahr ab Mai/Juni weist die Münstersche Aa dann Perioden ausgeprägter Niedrigwasserabflüsse auf, 
die auf weniger als 100 l/s zurückgehen können. Während die Niedrigwasserperioden in den Jahren 
2016 und 2017 durch Niederschlags ereignisse mit unterschiedlich hohen Abflussspitzen unterbro-
chen waren, blieben diese im Sommer 2018 aufgrund der ungewöhnlich langen Trockenheit kombi-
niert mit einer langen, stabilen Hochdruckwetterlage praktisch aus. So betrugen die Regenmengen 
in Münster im Juni 2018 lediglich 36,5 mm, im Juli 8,9 mm und im August 42,8 mm. Das entspricht 
52,9%, 12,2% bzw. 55,6 % des jeweils langjährigen Mittels (Abbildung 2). 
Die konstant niedrigen Abflüsse von Mitte Juni bis Mitte August haben damit zu ungewöhnlich langen 
Aufenthaltszeiten des Wassers im Aasee während des gesamten Sommers geführt. 
Ein weiterer wichtiger hydrografischer Faktor für die zu betrachtenden Wirkungszusammenhänge ist 
die Wassertiefe. Diese erreichte aufgrund der dauerhaft niedrigen Zuflüsse von Juni bis August bei

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gleichzeitig hoher Verdunstung und den in den Unterlauf abzugebe nden Abflüssen historische Tief-
stände von 53,85 cm gegenüber dem langjährigen Durchschnitt von 1,50 m. 
Wassertemperaturen 
Die Trockenperiode 2018 war begleitet durch mehrere Hitzewellen. Der heißeste Tag war der 07. 
August mit Höchstwerten von 37,1°C. Die Durchschnittstemperaturen im Juni – August 2018 betru-
gen 19,8°C und erreichten damit die bisherigen Höchstwerte des Sommers 2013 (19,6°C). 
Dementsprechend dauerhaft hoch waren auch die Wassertemperaturen im Aasee mit Spitzenwerten 
von über 28°C. 
Sie lagen damit über längere Zeiten im oberen Toleranzbereich der im Aasee vorkommenden Fisch-
arten und erreichen den imperativen Grenzwert der Fischgewässerverordnung (FischGewV) für Cyp-
rinidengewässer, der im Sinne der Verordnung lediglich in 2% der Fälle zeitlich überschritten werden 
dürfte. Obwohl diese Verordnung rechtlich zwischenzeitlich aufgehoben wurde, gibt sie dennoch An-
haltspunkte für die  Einordnung der Verhältnisse , insbesondere zu der Frage, ob  Temperaturstress 
mitverantwortlich für das massenhafte Fischsterben war. 
Sauerstoff 
Die Sauerstoffgehalte im Aasee waren bis Anfang August für die Verhältnisse am Aasee eher unkri-
tisch und lagen anhand der Messungen der Stadt Münster nachmittags um jeweils 15 Uhr über dem 
absolut kritischen Wert von 4 mgl-1 O2 für die Fischfauna (Abbildung 3). Anhaltspunkt für einen öko-
logisch ausreichenden Sauerstoffhaushalt gibt auch hier die Fischgewässerverordnung (FischGewV), 
die einen Zielkorridor für Cyprinidengewässer von 50 bis 100 % Sauerstoffsättigung nennt, sowie ei-
nen imperativen Grenzwert von 50 % Sättigung bzw. ≥ 7 mgl-1 O2. 
Es ist davon auszugehen, dass die Messungen um jeweils 15 Uhr eher die Höchstwerte der Sauer-
stoffgehalte im Tagesverlauf erfasst haben, weil die eutrophierungsbedingte Sauerstoffproduktion 
der Algen abhängig von der Höhe des Sonnenstandes in den frühen Nachmittagsstunden ihre höchs-
ten Werte erreicht, während die Minimalwerte aufgrund der nächtlichen Zeh rung kurz vor Sonnen-
aufgang zu erwarten sind. 
Die Stichpunktmessungen während des Fischsterbens zeigen , dass der Sauerstoffhaushalt in der 
Nacht vom 08.08. auf den 09.08. kurzfristig massiv und rapide um mehr als 2 mgl
-1 O2 einbrach. Die 
gemessenen Minimalwerte lagen um 09:00 Uhr im Neuen und Alten Aasee bei ca. 2 mg l-1 O2 und 
dürften drei Stunden zuvor, der Sonnenaufgang im August ist ca. 05:44 Uhr MESZ, deutlich niedriger 
gewesen sein u nd auch im Freiwasser nahe 0 mg l-1 O2 gelegen haben. Diese Konstellation erklärte 
ursächlich, warum das Fischsterben den Beobachtungen vor Ort nach massiv und plötzlich einsetzte.

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Abbildung 4 Sauerstoffgehalte anhand von Punktmessungen um 15:00 Uhr im Neuen und Alten Aasee von April bis 
August 2018. (Darstellung L. Hirschmann, Amt für Grünflächen, Umwelt und Nachhaltigkeit) 
 
Abbildung 5 Sauerstoffgehalte anhand von Punktmessungen um 09:00 Uhr im Neuen und Alten Aasee vom 09. bis 23. 
August 2018. (Darstellung L. Hirschmann, Amt für Grünflächen, Umwelt und Nachhaltigkeit) 
Ein weiteres Indiz liefert das Schadensbild der verendeten Fische. Insbesondere große Individuen 
und die Arten mit relativ höheren Sauerstoffansprüchen (insb. Zander und Hechte) verendeten 
demnach mit weit gespreizten Kiemen, ein typisches Erstickungssymptom unter Sauerstoffmangel.

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Abbildung 6 Schadensbild des Fischsterbens im Aasee. In der Mitte ein verendeter adulter Zander mit weit gespreizten 
Kiemen als typisches Symptom für das Verenden durch Sauerstoffmangel. (Quelle: Westfälische Nachrich-
ten; Bildnachweis: Matthias Ahlke) 
Das Fischsterben war deshalb m. E. ursächlich durch den Sauerstoffmangel verursacht, ev. in Zusam-
menhang mit Blaualgentoxinen. Ein Indiz dafür ist  das Auffinden toter Wasservögel, die Toxine ins-
besondere beim Säubern ihrer Gefieder oder in geringerem Maße direkt oder durch verendete Fisch 
aufnehmen können. 
Die sehr hohen Wassertemperaturen über mehrere Wochen im oberen Toleranzbereich der vorkom-
menden Fischarten haben m. E. ebenfalls eine Rolle gespielt, weil sie einen entsprechenden physio-
logischen Stress erzeugt haben. Fische haben als wechselwarme Tiere einen temperaturabhängigen 
Stoffwechsel, der mit ansteigenden Temperaturen proportional steigt. Im vorliegenden Fall traf also 
ein temperaturbedingt hoher Sauerstoffbedarf der Fische auf ein zeitgleich minimales Sauerstoffan-
gebot. 
Das andere fischgiftige Stoffe oder das Einleiten von Fremdstoffen für ein Fischsterben in der einge-
tretenen Größenordnung und unter den gegebenen Randbedingungen eine Rolle gespielt haben, 
muss aufgrund fehlender Messwerte offen bleiben, ist aber in Anbetracht der beobachteten akuten 
Symptome und von der Indizienkette her sehr unwahrscheinlich. 
Phytoplanktonentwicklung 
Seit den 1990er Jahren traten im Aasee in immer stärkerem Maße Wasserqualitätsprobleme auf. Im 
Jahr 2000 wurden erstmals Cyanophyceen im Aasee nachgewiesen, seit 2004 mit hoher Dominanz in 
der gesamten Vegetationsperiode. 
Aufgrund der Problematik wird am Aasee durch die Stadt Münster (Amt für Grünflächen, Umwelt 
undNachhaltigkeit) ein intensives Monitoring der Algenentwicklung mit kontinuierlichen Sonden be-
trieben, mit der die Entwicklung im Jahr 2018 im gesamten See sehr gut dokumentiert ist. Zu Einsatz 
kommen Sonden, mit denen der Chorophyll-a Gehalt als Indikator für die Gesamtalgenbiomasse und 
der Anteil an Cyanobakterien an bis zu zehn Stationen im longitudinalen Transsekt des Aasee gemes-
sen wird.

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Abbildung 7 Jahresgang von Chlorophyll-a und Cyanobakterien an der Station Modersohnbrücke 
(Quelle: Stadt Münster) 
 
Abbildung 8 Jahresgang von Chlorophyll-a und Cyanobakterien an der Station Pardo Pier (Quelle: Stadt Münster) 
 
Abbildung 9 Jahresgang von Chlorophyll-a und Cyanobakterien an der Station Freitreppe (Quelle: Stadt Münster) 
Die Messungen zeigen für die gesamte Vegetationsperiode im gesamten See hohe bis sehr hohe, 
durch Cyanophyceen (umgangssprachlich „Blaualgen“) dominierte Algenentwicklungen, die typisch 
für hypertrophe (extrem nährstoffreiche) Gewässer  sind (Abbildung 6, Abbildung 7, Abbildung 8). 
Eine extreme Algenblüte bildete sich demnach im Zuge der niederschlagsarmen, sonnenreichen Hit-
zeperiode ab Anfang Juli aus und erreichte ihre Höchstwerte in der zweiten Julihälfte. 
Obwohl der See eher klein ist und einen in West- Ost-Richtung homogenen Wasserkörper aufweist, 
bestehen zwischen den Stationen deutliche Unterschiede in der Planktondynamik. Diese könnten 
durch kleinräumige Schichtungsphänom ene, lokale Kurzschlussströmungen oder kleinräumige Un-
terschiede in den Nährstoffgehalten durch Rücklösung aus dem Sediment begründet sein. 
Um diesem Phänomen näher nachzugehen, wurden Satellitenaufnahmen herangezogen und ausge-
wertet (Abbildung 9, Abbildung 10).

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Abbildung 10 Chlorophyll-a Verteilung im Aasee am 31. Juli 2018 (links) und am 31. August 2018 (rechts) 
(Quelle: EOMAP) 
  
Abbildung 11 Verteilung des Indikators für Cyanophyceen (HAB: Harmful Algal Blooms; Schädliche Algenblüten) im 
Aasee am 31. Juli 2018 (links) und am 31. August 2018 (rechts) (Quelle: EOMAP) 
Es werden jenseits der zeitlichen Variabilität zwischen den zwei Aufnahmen im Juli und August zwei 
Grundmuster deutlich. Die Algenbiomasse ist in der lateralen Dimension sehr viel homogener als lon-
gitudinal und der Alte Aasee scheint stärkere Algenblüten auszubilden als der N eue Aasee. Dies es 
Muster würde erklären, warum das Fischsterben verstärkt im westlichen Seebereich auftrat und zu-
mindest ein Teil des Fischbestandes im Neuen Aasee überlebte, was durch Elektrobefischungen Ende 
November bestätigt werden konnte. 
4. Hydrologisch-ökologische Bedingungen Aasee 2019 im Vergleich 
zu 2018 
Lufttemperaturen 
Die Jahre 2018 und 2019 waren als meteorologische Jahre ausgeprägt warm und die mittleren Mo-
natstemperaturen lagen mit wenigen Ausnahmen zum Teil deutlich über den langjährigen Mittelwer-
ten. 
Das Jahr 2018 war bereits ab dem Frühjahr ausgesprochen warm mit Temperaturanomalien von +3,6 
und +3,8 °C im April und Mail. Der Juli als Monat vor dem Fischsterben war gegenüber dem langjäh-
rigen Mittelwert um 3,1 °C zu warm. 
Im Jahr 2019 waren die Monate Februar und März sogar noch wärmer, gefolgt von einem kühlen 
Mai, aber einem noch sehr viel wärmeren Frühsommer mit +4,0°C im Juni und +1,2 ° C im Juli. Die 
Temperaturanomalien im Hochsommer im August waren in beiden Jahren annähernd identisch (+1,8 
bzw. 2,1 ° C).

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Abbildung 12 Anomalien der Lufttemperaturen 2018 und 2019 im Vergleich zum langjährigen Mittel, DWD-Station 
Münster-Osnabrück (Hirschmann und Kramer, 2020) 
Niederschläge 
Das Jahr 201 9 war als hydrologisches  Jahr abermals durch ausgeprägte Schwankungen im Nieder-
schlagsregime im Vergleich zu den langjährigen Mittelwerten gekennzeichnet. 
 
Abbildung 13 Niederschläge von Januar bis Dezember 2019 im Vergleich zum langjährigen Mittel, Station Zoo 
(Hirschmann und Kramer, 2020) 
Der Januar, März, Oktober und November waren durch zum Teil weit überdurchschnittliche Nieder-
schläge gekennzeichnet (113% bis 161%), während die gesamte Zeitspanne von April bis September 
wiederum durch zum Teil extreme Nieder schlagsdefizite gekennzeichnet waren. Insbesondere die

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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Monate April und Juli wiesen mit 23 und 28 mm nur jeweils 49% der langjährigen Niederschlagsmittel 
in diesen beiden Monaten auf. 
Hinsichtlich der Niederschlagsdefizite und deren jahreszeitlichen Verläufen sind beide Jahre daher in 
wesentlichen hydrologischen, wassergütewirtschaftlichen und ökologischen Aspekten für den Aasee 
vergleichbar. 
Hydrografie und Abflüsse 
In beiden an dieser Stelle zu vergleichenden  Jahren 2018 und 2019 ist der regionen-typische Rück-
gang der Abflüsse von hohen Werten im Winterhalbjahr durch hohe Niederschläge und geringe Eva-
potranspiration hin zu ausgeprägten Niederigwasserperioden im Sommerhalbjahr gekennzeichnet , 
die durch einzelne und kurze Abflussereignisse unterbrochen sind. 
Sehr auffällig ist das in beiden Jahren ausgesprochen ähnliche Muster des Abflussregimes von Januar 
bis Ende Mai/Anfang Juni. Im Sommerhalbjahr ab Mai/Juni traten in der Münsterschen Aa in beiden 
Jahren längere Perioden ausgeprägter Niedrigwasserabflüsse auf, die auf weniger als 100 l/s zurück-
gingen. Während die Niedrigwasserperioden 2018 bis in den Oktober hinein nur durch kleinere Nie-
derschlagsereignisse und in der Folge geringen Abflußspitzen unterbrochen wurden, fielen diese im 
Sommer 2018 bei etwa gleicher Anzahl und Abfolge jeweils deutlich höher  aus. Die circa vierwöchi-
gen Perioden sehr geringer Zuflüsse bei gleichzeitig hohen Temperaturen von Mitte Jul bis Mitte Au-
gust, in denen sich aufgrund der abiotische Faktoren Temperatur, hoher Sonneneinstr ahlung und 
langer Aufenthaltszeiten besonders starke Algenblüten ausbilden können, sind in beiden Jahren sehr 
ähnlich ausgeprägt und erlauben vergleichende Rückschlüsse. 
 
 
Abbildung 14 Abflüsse der Münsterschen Aa am Pegel Roxeler Straße vom 01.01. bis 31.12.2018 und 2019

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Wassertemperaturen 
Die Wassertemperaturen im Aasee lassen sich für das Jahr 2019 exemplarisch anhand der Meßperi-
ode von Januar bs November der der Meßstation „Neuer Aasee“ einschätzen (Abbildung 15). 
 
Abbildung 15 Kontinuierlich gemessene Wassertemperaturen im Aasee (Meßstation Neuer Aasee) vom Januar bis 
November 2019 in 0,5 und 1,5 m Wassertiefe (Hirschmann und Kramer, 2020) 
Die Jahresgang war 2019 demnach von niedrigen Wintertemperaturen einer kurzen Periode mit Eis-
bildung Ende Januar und anschließend durch stetig steigende Temperaturen mit Höchstwerten Ende 
Juni/Anfang Juli und im August gekennzeichnet. Diese erreichten Maximalwerte von 30 Grad und 
mehr, was wie 2018 in den Grenzbereich der von einheimischen Fischarten tolerierten Temperaturen 
reicht. 
Die Differenzen zwischen den in 0,5 und 1,5 m Tiefe gemessenen Temperaturen sind gering und zei-
gen, dass der Aasee ganzjährig in der Wassersäule keine stabilen Schichtungen ausbildet, was auf-
grund der geringen Tiefen und Windexposition des Wasserkörpers auch nicht zu erwarten ist. 
Für den Zeitraum von Mai bis Nov ember 2019 liegen zudem zeitgleich Stichpunktmessungen der 
Temperaturen im Alten und Neuen Aasee vor (Abbildung 16).

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Abbildung 16 Wassertemperaturen in Stichprobenmessungen im Neuen und Alten Aasee von Mai bis November 2019. 
Beide Wasserkörper unterscheiden sich in ihrem Temperaturregime nur an einzelnen Messtagen und 
die Unterschiede sind jeweils relativ gering. Dies bedeutet, dass der Aasee in seinem Wärmehaushalt 
als insgesamt homogener Wasserkörper angesehen werden kann und es in thermisch kritischen Si-
tuationen keine Wasserkörper gibt, die als Refugien oder Ausweichräume dienen können. 
Sauerstoff 
Für das Jahr 2019 lagen Messungen der Sauerstoffgehalte in Stichproben von Anfang Mai bis Mitte 
November 2019 vor (Abbildung 17 und Abbildung 18). 
 
Abbildung 17 Sauerstoffgehalte in Stichprobenmessungen im Neuen und Alten Aasee von Mai bis November 2019.

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Abbildung 18 Sauerstoffsättigungen in Stichprobenmessungen im Neuen und Alten Aasee von Mai bis November 2019. 
Die Sauerstoffwerte hatten auch bei den Stichprobenmessungen im Jahr 2019 große Schwankungs-
breiten zwischen 60% und 160% Sättigung, wie sie für eutrophe F lachgewässer typisch ist. Die zum 
Teil hohen Übersättigungen sind auch in diesem Jahr auf die Sauerstoffproduktion der Algen zurück-
zuführen, die abhängig von Lichtangebot und Biomasse entsprechende Dynamiken aufweist. 
Obwohl aber die meteorologischen und hydrologischen Randbedingungen ähnlich kritisch waren wie 
im Jahr 2018, kam es nur kurzzeitig und auch nur in Teilen des Aasees zu niedrigen Sauerstoffwerten. 
Diese betrugen bei einer Messung am 03.07.2019 im alten Aasee knapp 60% Sauerstoffsättigung ent-
sprechend 5 mgl -1 O2 und lagen d amit in einem für die Fischfauna noch unkritischen Bereich. Zeit-
gleich waren die Werte im Neuen Aasee mit 8 mgl-1 O2 sehr viel höher und lagen nahe der Sättigungs-
grenze. 
Ein differenzierteres Bild zeigen die kontinuierlichen Sauerstoffmessungen im Neuen Aasee von Ok-
tober 2018 bis Dezember 2019. 
 
Abbildung 19 Sauerstoffgehalte in aus kontinuierlichen Messungen im Neuen Aasee von Oktober 2018 bis 
Dezember 2019.

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Danach kam es auch im Sommer 2019 über drei Monate hinweg zu ausgeprägten Unterschieden der 
Sauertoffgehalte im Oberflächen nahen Wasser in 0,5 m Tiefe im Vergleich zu den Verhältnissen nahe 
über Grund in 1,5 m (Abbildung 18). Dies deutet auf eine starke Sauerstoffzehrung in den Sedimenten 
hin, die die Sauerstoffgehalte regelmäßig unter die für die Fischfauna kritischen Werte von 4 mgl -1 
absinken lassen, immer wieder sogar auf Werte unter 2 bis nahezu 0 mgl -1. Diese Sauerstoffgehalte 
sind dann maßgeblich für die Redox-Verhältnisse an der Grenzschicht zwischen Wasser und Sedimen-
ten und damit verbunden insbesondere für das gewässerinterne Fällungs - und Freisetzungsregime 
der Makronährstoffe Phosphor und Stickstoff. 
Phytoplanktonentwicklung 
Die Phytoplanktonentwicklung für die beiden Komponenten Chlorophyll-a und Cyanobakterien von 
Mai bis November in den Jahren 2018 und 2019 zeigt Abbildung 19. 
 
Abbildung 20 Phytoplanktonentwicklung (Grün: Chlorophyll-a; Blau: Cyanobakterien in µgl-1) im Aasee von Mai bis 
November 2018 und 2019.

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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Trotz der sehr ähnlichen und extremen meteorologischen sowie hydrologischen Verhältnisse in bei-
den Jahren unterscheiden sich die Algenentwicklung und damit das Eutrophierungsgeschehen grund-
legend. Dies betrifft insbesondere die zeitliche Entwicklung, die Maximalwerte und den Antei l der 
Cyanobakterien im Verhältnis zum Chlorophyll-a. 
Im Jahr 2018 betrugen die Maximalwerte des Chlorophyll-a kurz nach dem Fischsterben Anfang Au-
gust über 350 µgl -1 bei gleichzeitigen Cyan obakteriengehalten von bis zu 250 µgl -1. Das Maximum 
dieser Algenblüte war gekennzeichnet durch eine voran gegangene exponentielle Wachstumsphase 
ohne erkennbare limitierende Faktoren. Ein weiteres auffälliges Charakteristikum im Jahr 2018 war 
die nahezu vollständige Dominanz der Cyanobakterien im Spätsommer und Herbst über mehrere 
Monate hinweg mit ausgesprochen hohen Werten, die erst Anfang November wieder Schwellen-
werte von 10 µgl-1 unterschritten. 
Im Jahr 2019 war das Regime des Algenwachstums von einer Frühjahrsalgenblüte im Mai gekenn-
zeichnet, die für eutrophe Gewässer in Mitteleuropa typisch ist und regelhaft auftritt. Im Aasee er-
reichte sie Werte von rund 150 µgl-1 Chlorophyll-a ohne nennenswerte Anteile von Cyanobakterien. 
Diese Algengehalte nahmen bis Mitte Mai auf rund 10 µgl-1 Chlorophyll-a rapide ab, obwohl die abi-
otischen Wachstumsfaktoren wie Licht, Temperatur und Nährstoffangebot zu einem ähnlichen 
Wachstum wie im Jahr 2018 hätten führen müssen. Sie blieben auch im weiteren Verlauf des warmen 
und regenarmen Sommers bis in den Juli h inein auf für den Aasee niedrigem Niveau von bis zu 50 
µgl
-1 Chlorophyll-a und stiegen erst im Spätsommer und Herbst wie der auf die Werte der Frühjahr-
salgenblüte an. Die Anteile der Cyanobakterien blieben in der gesamten Vegetationsperiode gering 
mit einer kleinen Spitze etwa Mitte August und höheren Werten bis zu 45 µgl-1 im Oktober. 
Als Ursache für die markanten Unterschiede in der Wasserqualität und im ökologischen Zustand des 
Aasee zwischen den Jahren 2018 und 2019 scheiden meteorologische und hydrologi sche Faktoren 
sowie ein unterschiedliches Nährstoffregime aus. Vielmehr geben Beobachtungen aus dem Monito-
ring am Aasee durch Herrn Lutz Hirschmann (Amt für Grünflächen, Umwelt und Nachhaltigkeit) hin-
reichend Evidenz, dass Massenentwicklungen von filtriere ndem Zooplankton für diese Verhältnisse 
verantwortlich waren (Abbildung 19).

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Abbildung 21 Massenentwicklung von filtrierendem Zooplankton im Aasee im Mai 2019. 
Ein solches Massenaufkommen von großen (Daphnia spec.) und kleineren filtrierenden Kleinkrebsen 
(Bosmina spec.) konnte Anfang Mai 2019 in Aasee beobachtet werden, in dessen Folge ein „Klarwas-
serstadium“ mit Sichttiefen bis zum Grund, d. h. über 1,5 m Wassertiefe beobachtet wurden. Dies 
war für die Vegetationsperiode ein bisher nicht bekannter Zustand im Aasee. 
Die zugrunde legende Wirkungskette sind Wechselbeziehungen im biologischen Nah rungsnetz. Die 
entweder als einzelne Zellen oder als Agglomerate verbundenen einzelligen Algen werden im freien 
Wasser eines Gewässers durch filtrierende Organismen „abgeerntet“. Besonders wichtig sind dabei 
filtrierende Kleinkrebse (Daphnien), Hüpferlinge (Copepoden) und Rädertiere (Rotatorien). Dadurch 
kann ein Gewässer im Prinzip nahezu algenfrei filtriert werden und dieser Zustand wird als „Klarwas-
serstadium“ bezeichnet (Lampert und Sommer, 1993). Allerdings haben auch die Algen filtrierenden 
Organismen wiederum ihre Prädatoren, vor allem planktivore Fischarten, meist aus der Familie der 
Karpfenartigen Fische (Cypriniden). Diese wiederum haben Barschartige Fischarten (Perciden) oder 
Hechte (Esociden) als Fressfeinde. Jeder dieser trophischen Ebenen von Produzenten und Konsumen-
ten unterschiedlicher Ordnung kann in Gewässerökosystemen die jeweils darunter liegende Ebene 
kontrollieren. Deshalb kann ein zu hoher Bestand an Zooplankton fressenden Fischen indirekt die 
Algen und damit die Eutrophierung fördern, weil das Abernten der Algen ausfällt. 
Alle Indizien und Befunde aus dem Monitoring sprechen dafür, dass genau diese Wirkungszusam-
menhänge im Aasee vorlagen bzw. gegeben sind (Abbildung 21).

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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Abbildung 22 Konzeptionelles Modell für die Struktur der Nahrungsnetze, Einordnung der Verhältnisse im Aasee vor und 
nach dem Fischsterben 2018 und bei einem zukünftig anzustrebenden Raubfischbestand von 30 - 40% der 
Fischbiomasse. 
Dem Fischbestand und der fischereilichen Bewirtschaftung kommt deshalb eine wichtige Rolle bei 
der Entwicklung und Umsetzung einer Resilienzstrategie für eine gute Wasserqualität und nachhal-
tige Mehrfachnutzungen des Aasee zu. 
5. Fischbestand und Wasserqualität 
Fischbestand und Fischsterben 2018 
Der Aasee ist ein hoch produktives Gewässer mit einem für das Tiefland in der Artenzusammenset-
zung typischen Fischbestand aus Cypriniden (karpfenartigen Fischen) und Barschen, Zandern und 
Hechten als dominanten Raubfischen. An dieser Stelle soll auf zwei b esonders auffällige und rele-
vante Aspekte näher eingegangen werden. 
Nach den öffentlichen Verlautbarungen sind beim Fischsterben am 08./09. August 2018 20 Tonnen 
Fische verendet. Diese Zahl kann als verlässlich gelten, weil die Kadaver entsorgt werden muss ten 
und dabei die Gesamtmenge gewogen wurde . Bezogen auf die Wasserfläche entspricht dies nähe-
rungsweise einer Biomasse von 20.000 kg/40 ha = 500 kg Biomasse/ha. Dies entspricht Werten, wie 
sie in natürlichen Gewässern nur äußerst selten vorkommen (Barthelmes 1981), bzw. die in der Karp-
fenteichwirtschaft erreicht werden und hier der „Ertragsklasse I“ entsprechen. Ich halte es für wahr-
scheinlich, dass die enormen Fischdichten, die sich zudem in einigen Seenzonen während der kriti-
schen Phase Anfang August verdichtet haben, eine weiterer Co-Faktor für das Auftreten und das Aus-
maß des Fischsterbens waren. 
Eine Fischdichte in der gegebenen Größenordnung hat einen entsprechenden Nahrungsbedarf, den 
die Cypriniden überwiegend durch Nahrungsaufnahme vom Grun d decken müssen, weil die 
Zooplanktonproduktion trotz der hohen Algendichten dafür nicht ausreichen kann. Dabei tragen sie 
mutmaßlich zusätzlich zu den kritischen Redox -Verhältnissen erheblich zur Remobilisierung der im

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Sediment gebundenen Nährstoffe bei. Zudem wird Zooplankton, dass zumindest zeitweise zur Kon-
trolle der Algenentwicklung beitragen kann, auf unterkritische Dichten dezimiert. Das hat allerdings 
für das Aufkommen der Cyanobakterien keine zentrale Bedeutung, weil diese aus physiologischen 
und morphologischen Gründen (Bildung Toxinen bzw. von Kolonien) als Nahrung gemieden werden. 
Die Alterszusammensetzung des Fischbestandes zum Zeitpunkt des Fischsterbens zeigt augenschein-
lich einen breiten Altersaufbau. Die Foto grafien der verendeten Fische zei gen bei den Raubfischen 
Zander über 70 cm Länge, Hechte über 1 m Länge sowie bei den Friedfischen Brachsen über 50 cm 
Länge. Solche Individuen sind unter den gegebenen trophischen Bedingungen über 5 – 10 Jahre alt 
und zeigen, dass die immer wiederkehrenden, zeitweise kritischen Lebensbedingungen im Aasee die 
Ausbildung ausgeprägter Alterspyramiden im Fischbestand dennoch zulassen. In Anbetracht der au-
ßerordentlich großen Fischdichten wären Anzeichen einer „Verbuttung“ (Kleinwüchsigkeit) zu erwar-
ten gewesen, was aber augenscheinlich nicht der Fall ist. 
Die fischereiliche Bewirtschaftung des Aasee ist daher auch aus Gründen der fischereilichen Produk-
tivität mit in die Resilienzstrategie und die zukünftigen Lösungsoptionen einzubeziehen. 
Fischbestand 2019 
Auf Vorschlag des Verfassers dieses Gutachtens wurde aufgrund dieser Befunde im Juli 2019 die Ruhr 
Wasserwirtschafts GmbH mit einer Studie zur Ermittlung des Fischbestandes beauftragt. 
Zur Artenerfassung und Abschätzung des Fischbestandes wurden Befischungen du rchgeführt und 
verschiedene Fangmethoden angewandt. Mit Stellnetzen wurden Benthal und Pelagial, das Litoral 
mittels Elektrofischerei und Reusen befischt (RWG 2019), wobei der gesamte See mit entsprechen-
den Fangplätzen abgedeckt wurde (Abbildung 21). 
Mit diesen Methoden konnten im Aasee 2019 insgesamt 13 Fischarten mit  2.731 Individuen sowie 
15 Kamberkrebse nachgewiesen werden. Die in ihren Individuenzahlen häufigsten Arten waren Karp-
fenartige Fische mit einem Dominanzanteil von 41,84 % (n = 1.449) Rotaugen, gefolgt von Güstern (n 
= 651/24,49 %), Brassen (n = 49/13,13 %) und Flussbarschen (n = 23/5,76 %) (Abbildung 21). 
Zur Einschätzung der trophischen Struktur des Fischbestandes wurden zusätzlich die Biomassen der 
gefangenen Fischarten bestimmt. Danach bestand im Aasee zum Zeitpunkt der Untersuchung 2019, 
also ein Jahr nach dem großen Fi schsterben, bereits wieder ein ausgeprägtes Mi ssverhältnis von 
Raub- zu Friedfischen von 12,76 % zu 87,24 % bezogen auf die Fischbiomasse und 1,86 % zu 98,14 % 
auf die Abundanz der gefangenen Fische. Für wirksame positive Nahrungsketteneffekte auf das filt-
rierende Zooplankton müsste der Biomasseanteil der Raubfische bei 30 –  40% liegen (vergl. Abbil-
dung 21). 
Aus den Daten des Gutachtens zum Fischbestand berechnet sich für die dominante Fischart Rotauge 
ein Durchschnittgewicht von 35g/Individuum. Es handelte sich demnach um überwiegend junge 
Tiere, die entweder die extremen Bedingungen im August 2018 überlebt haben , oder aber aus der 
Reproduktion im Jahr 2019 stammen (Altersgruppe 0+).

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Abbildung 23 Lage der Fangstationen und relative Häufigkeit der Fischarten im Aasee 2019 (RWG 2019). 
Über den Altersaufbau des Fischbestandes geben die Längen- und daraus abgeleiteten Altersvertei-
lungen genaueren Aufschluss (Tabelle 1). 
Bei der dominanten Fischart Rotauge gehörten demnach der ganz überwiegende Anteil der Indivi-
duen der Altersgruppe 0+ und 1+ an. Rotaugen laichen im Frühjahr im April – Mai bei Wassertempe-
raturen zwischen 6 und 10 ° C, so dass die Altergruppe 1+ aus der Laichzeit 2018 vor dem Fischsterben 
stammen muss und diese Kalamität überlebt haben. Dasselbe gilt für alle anderen Fischarten mit 
Individuen von 1+ und älter. Das Fischsterben 2018 hatte demna ch zwar erhebliche Ausmaße, aber 
es verblieben für praktisch alle vorkommenden Fischarten Restbestände, bei einzelnen Arten aller-
dings in sehr geringer Zahl. 
Tabelle 1 Altersklassen der Fischarten im Aasee 2019 (RWG 2019) 
 
Die Mehrzahl der im Aasee nachgewiesenen Fischarten wird ab dem 3. oder 4. Lebensjahr laichreif 
(Altersklasse 3+ und älter). Individuen in diesen Altersklassen wurden für praktisch alle Arten entwe-
der gar nicht, oder aber nur in geringer Anzahl nachgewiesen. Von den demnach geringen Restpopu-

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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lationen geschlechtsreifer Individuen aus erfolgte im Jahr 2019 dennoch eine signifikante Reproduk-
tion und es konnten für 9 Fischarten Individuen der Altersklasse 0+ nachgewiesen werden, für Rot-
auge, Güster, Hasel, Ukelei und Flussbarsch sogar in erheblicher Anzahl. Vormals bestandsbildende 
Arten, z. B. der Zander, konnten hingegen  weder subadult noch adult nachgewiesen werden, der 
Hecht nur in sehr geringer Zahl. Ohne weitere hegerische Maßnahmen ist deshalb davon auszugehen, 
dass zwar ein sehr schneller Aufbau des Fischbestandes mit entsprechenden Biomassen erfolgen 
dürfte, die Missverhältnisse in den trophischen Ebenen und in der Artenzusammensetzung aber be-
stehen bleiben. 
Fischereilicher Hegeplan 
In einem weiteren Gutachten  wurde aufgrund der Ergebnisse der Fischbestandserfassung im  Juli 
2019 die Ruhr Wasse rwirtschafts GmbH deshalb mit der Erstellung eines fischereilichen Hegeplans  
beauftragt. Die wesentlichen Eckdaten und Empfehlungen werden nachfolgend zusammengefasst. 
Pächter des Fischereirechts am Aasee ist der Verein für Fischerei und Gewässerschutz „Frühauf“ 
Münster 1922 e.V. und damit verantwortlich für die Ausübung einer ordnungsgemäßen Fischerei. Die 
Angelfischerei ist den Vereinsmitgliedern mit zwei Handangeln vom Ufer aus gestattet. Es gelten die 
einschlägigen gesetzlichen Schonzeiten und Mindestmaße. Bei den Arten Hecht, Zander und Karpfen 
wurden für den Aasee die Mindestmaße seitens des Vereins etwas erhöht, gefangene Weißfische 
müssen entnommen werden. Zum Schutz des verbliebenen Raubfischbestandes darf aktuell nicht auf 
Raubfische wie Hecht und Zander gefischt werden. Von der Angelfischerei wurden auf diese Weise 
in den vergangenen Jahren 3.000 – 4.000 kg Fischbiomasse/Jahr im Aasee gefangen und entnommen, 
was einem jährlichen Ertrag von 75 –  100 kg/ha entspricht. Diese Zahl schwankte in den zurück lie-
genden Jahren teilweise deutlich, ist gemessen am Fischbestand, dem potentiellen Fischertrag und 
dem Verlust durch Fischsterben (ca. 20.000 kg entsprechend 500 kg /ha) aber zu relativieren  und 
dürfte in den Jahren vor dem Fischsterben rund 15 % des Fischbestandes jährlich betragen haben. 
Zur Bewirtschaftung des Fischbestands führte der Fischereiverein in den zurückliegenden Jahren re-
gelmäßigen Besatz mit Hechten, Zandern, Aalen, Karpfen und Schleien durch (Tabelle 2). 
Tabelle 2 Fischbesatz im Aasee von 2005 - 2019 (RWG 2019)

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Insgesamt ist aber festzuhalten, dass die fischereiliche Bewirtschaftung des Aasee in den Jahren vor 
2018 durch die gezielte Entnahme der gefangenen Weißfische und den verstärkten Besatz mit Hech-
ten und Zandern bereits wichtige Elemente enthielt, die im Rahmen einer Resilienzstrategie für den 
Aasee zu stärken sind. 
Zukünftige Eckpunkte der fischereilichen Bewirtschaftung sollten in Einklang mit dem Vorschlag aus 
dem fischereilichen Hegeplan (RWG 2020) Höchstgrenzen für den Fischbestand, ein anzustrebender 
Raubfischanteil an der gesamten Fischbiomasse. 
Zusammenfassend ist festzustellen, dass Individuen von 13 Fischarten und de r Kamberkrebs (Or-
conectes limosus) das massive Fischsterben von 2018 überlebt haben, aber circa 90 % des Gesamt-
bestandes vernichtet wurde . Bestände einzelner Arten, insbesondere der  Zanderbestand dürften 
praktisch ausgelöscht worden sein. Restbestände der überlebenden Arten hatten sich durch natürli-
che Vermehrung bereits im Jahr 2019 erkennbar erholt und die gesamte Fischbiomasse ließ sich für 
2019 bereits wieder auf etwa 4 – 6 t Biomasse schätzen. Eine Fortsetzung dieses schnellen und von 
Cypriniden dominierten Anwachsens des Fischbestandes ohne hegerische Maßnahmen in den Folge-
jahren ist zu erwarten. 
Für den Aasee liegt ein n achhaltiger Fischereiertrag bei ≈ 80 – 90 kg/ha/Jahr entsprechend ≈ 3.500 
kg Fischbiomasse/Jahr. Daraus errechnet sich ein nachhaltiger Bestand von ≈ 3 * Ertrag  ≈ 10.500 kg 
Fischbiomasse im Aasee, also rund 10 t. Diese Zahl entspricht ca. 50 % des 2018 verendeten Bestan-
des und dürfte in den Jahren 2022 -2023 durch natürliche Vermehrung wieder erreicht werden, wenn 
keine erneuten massiven Verluste eintreten. 
Aus ökologischen und wassergütewirtschaftlichen Gründen sollte der Aasee als „Zandersee“ bewirt-
schaftet werden mit einem Raubfischanteil von 30 – 40% an der gesamten Fischbiomasse. Dafür wird 
ein entsprechend gezielter Besatz benötigt und empfohlen (Tabelle 3). 
Tabelle 3 Empfohlener Fischbesatz im Aasee für das Bewirtschaftungsziel „Zandersee“ (RWG 2020) 
 
Die angestrebte Entwicklung des Fischbestandes sollte durch geeignete Monitoringmaßnahmen be-
gleitet werden. Dazu gehören professionelle Netz- und Reusenbefischungen zur Bestandsermittlung 
hinsichtlich Biomasse, Artenzusammensetzung und Altersaufbau, die methodisch standardisiert und 
vergleichbar angelegt sein sollten. Seitens der Angelfischerei sollte dies komplementiert werden 
durch das Führen, Auswerten und Fortschreiben einer gewissenhaften, jährlichen Fang- und Fische-
reistatistik. 
Es ist absehbar, dass der Besatz mit Raubfischen und die alleinige Befischung der Cypriniden (Weiß-
fische) in der regulären Angelfischerei nicht ausreichen werden, um den Fischbestand in den ökolo-
gisch und wassergütewirtschaftlich erforderlichen Grenzen zu bewirtschaften. Deshalb ist hinsicht-
lich der Angelfischerei zu empfehlen, regelmäßige und koordinierte Hegefischen durchzuführen und 
diese entsprechend der Monitoringergebnisse sowie Bewirtschaftungsziele durch professionelle Zug-
netz- oder Reusenfischerei zu komplementieren.

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Hinsichtlich der beabsichtigten Wirkungen auf die Wasserqualität und zur V ermeidung massiver 
Fischsterben wie im Jahr 2018 ist die Fortführung de s Algen- und Wasserqualitätsmonitorings ent-
scheidend. Die Stadt Münster mit seinen nachgeordneten Ämtern betreibt dies bereits in beispiel-
hafter Weise und sollte dies fortsetzen. Es sollte ergänzt werden um das gezielte Monitoring des 
Zooplankton, insbesondere im Hinblick auf Indikatoren für eine effektive Phytoplanktonfiltration und 
die Frage, ob im Fischbestand zooplanktonfressende Friedfische dominieren und die großen filtrie-
renden Zooplanktonarten dezimieren. Ein geeigneter Wert ist der Größenindex der Cladoceren 
(„Wasserflöhe“) als Cadocera Size Index (CSI), der nach standardisierten Methoden von einschlägig 
ausgewiesenen limnologischen Laboren mit verhältnismäßigem Aufwand bestimmt und bewertet  
werden kann (ATT, 2008). 
Weitere sinnvolle hegerische Maßnahmen betreffen die Lebensraumgestaltung des Aasee als künst-
lichem bzw. stark verändertem Gewässer und die Unterstützung der Reproduktion von zu fördernden 
Fischarten, insbesondere Zander und Hecht. Zu nennen sind die Ufergestaltung durch Flachwasser-
zonen mit submersen und emersen Makrophyten sowie das Einbringen von Laichhilfen für Zander 
(Dunker et al., 2015; Ernst et al. 2018). 
6. Nährstoffverhältnisse und Nährstoffbilanz für den Aasee 
Die Nährstoffverhältnisse im Aasee und die Nährstoffbilanzen aus Einträgen, Umsatz im See und Wei-
tertransport sind entscheidend für das Eutrophierungsgeschehen. Maßgebliche Komponenten sind 
der gelöste und partikulär gebundene Phosphor, in der Summe als Gesamt-Phosphor zusammen ge-
fasst, und der Stickstoff in seinen organischen und anorganischen sowie gelösten und partikulären 
Komponenten. 
Die Probleme mit zu hohen Nährstoffeinträgen in den Aasee sind schon länger bekannt und Gegen-
stand wasserwirtschaftlicher Maßnahmen (Stadt Münster 2019). So wurde von 2005 bis 2019 eine 
Phosphatfällung in der Münsterschen Aa mit abflussabhängiger Steuerung von Fällmittel (FeCl 3) an 
der Roxeler Straße errichtet und betrieben, um die Einträge in den See zu begrenzen. 
 
Abbildung 24 Lage und bauliche Ausstattung der Phosphatfällung Münstersche Aa, Roxeler Straße.

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Die Anlage wurde in den zurück liegenden Jahren typischerweise in der Vegetationsperiode von April 
bis Oktober betrieben, wobei sehr unterschiedliche Mengen an Fällmittel verbrauc ht wurden. Jähr-
lich wurden demnach 2 bis 11 Tankfüllungen mit je 16.500 l Volumen verbraucht (Amt für Mobilität 
und Tiefbau, mündliche Mitteilung). Aus diesen Zahlen lässt sich abschätzen, dass im Zeitraum 2011 
– 2015 im Ø 3.500 kg PO4-P/Jahr mit FeCl3 gefällt und unter aeroben Bedingungen an FeIII+ gebunden 
als FePO4 in den Aasee transportiert wurden. 
Für die Phosphorgehalte in der Münsterschen Aa ist der Wirksamkeit der Fällung anhand der Ges -P 
Meßwerte für 2018 und 2019 abzulesen. 
 
Abbildung 25 Verläufe der Gehalte an Ges -P von April bis Oktober 2018 und 2019 ober - und unterhalb der P -Fällung 
(Roxeler Straße bzw. Haus Kump) und im Aasee. 
Die Münstersche Aa wies in diesen Jahren oberhalb der P-Fällung Werte zwischen 0,1 und 0,8 mgl-1 
Ges-P auf, wobei die Konzentrationsverläufe 2019 bis etwa Juni unter den Werten für 2018 lagen, in 
der zweiten Hälfte der Vegetationsperiode jedoch darüber. Gemessen an den Orientierungswerten 
in Anlage 7 der Oberflächengewässerverordnung (OGewV 2016) für Allgemeine chemisch-physikali-
sche Qualitätskomponenten über schreiten die Ges-P-Gehalte damit weit die Referenzwerte  von 
≤°0,05 mgl
-1 Ges-P als Jahresmittelwert und liegen auch erheblich über denen für einen guten ökolo-
gischen Zustand der Münsterschen Aa (0, 15mgl-1 Ges-P). Ursache dafür sind die Nutzungen im ober-
halb liegenden Gewässereinzugsgebiet insbesondere durch Siedlungen mit entsprechendem Abwas-
ser- und Niederschlagswasseranfall sowie die Landwirtschaft. 
Durch die Fällung gelang es, die Phosphorgehalte vor Eintritt der Münsterschen Aa in den Aasee 
(Messstelle Haus Kump) deutlich zu senken und während der Vegetationsperiode unter einem Wert 
von 0,2 mgl-1 Ges-P zu halten. 
Im Aasee selbst kommt es dann wieder zu deutlich höheren Ges-P-Gehalten, die dauerhaft über den 
Werten im Zufluss der Münsterschen Aa am Haus Kump und selbst die oberhalb der P- Fällung deut-
lich überschritten. Mit Werten von 1,2 mgl -1 Ges-P lagen diese zur Zeit des massiven Fischsterbens 
im August 2018 in einem für Oberflächengewässer extremen Bereich. Dies ist nur zu erklären durch

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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seeinterne Rücklösungsprozesse von Phosphor unter Sauerstoffmangelbedingungen aus dem Sedi-
ment in den Wasserkörper und die anschließende Festlegung in der Biomasse der Algenblüte. 
In diesem Zusammenhang ist auch die Nährstoffbelastung mit Stickstoff von Bedeutung, insbeson-
dere mit Nitrat. Nitrat ist zum einen die dominierende Stickstoffverbindung in der Münsterschen Aa, 
wobei die Werte starken Schwankungen unterliegen. Es ist zu erwarten, dass die Einträge dominie-
rend aus diffusen Q uellen im Einzugsgebiet und landwirtschaftlichen Einträgen stammen. Sie wer-
den, wie die Messreihe für 2016 zeigt, überwiegend im Winterhalbjahr mit hohen Abflüssen trans-
portiert und eingetragen. Diese Periode wurde in den Messreichen der Folgejahre leider nicht erfasst. 
In Zeiten niedriger Abflüsse und in der Vegetationsperiode gehen die Nitratgehalte deutlich zurück, 
schwanken im Mittel um 2 mgl-1 NO3-N, in einzelnen Perioden wie im Sommer 2018 und 2019 lagen 
sie sogar deutlich darunter (Abbildung 25). 
 
Abbildung 26 Zeitlicher Verlauf der Nitratkonzentrationen in der Münsterschen Aa vor Zufluss in den Aasee 2016 - 2019 
(Messstelle Haus Kump). 
Diese Befunde sind nicht nur für das Eutrophierungsgeschehen über das Algenwachstum von Bedeu-
tung, sondern auch für die P-Rücklösung aus den Seensedimenten. Nitrat ist ein Elektronenakzeptor 
und kann deshalb die Redox-Potentiale an den Wasser-Sediment-Grenzschichten auf einem Niveau 
stabilisieren, dass die R eduktion von EisenIII+ zu EisenII+ und damit die Rücklösung des gebundenen 
Phosphors aus dem Sediment begrenzt. Wenn kein oder nur begrenzt molekularer Sauerstoff verfüg-
bar ist (anoxische beziehungsweise hypoxische Verhältnisse), wird Nitrat aber auch von autotrophen 
und heterotrophen Mikroorganismen prozessiert, indem sie das Nitrat als Elektronenakzeptor (Oxi-
dationsmittel) für ihren oxidativen Energiestoffwechsel nutzen. Endprodukt des Stoffwechsels ist 
molekularer Stickstoff, der dann aus dem Wasser in die Atmosphäre übergeht. 
Aus einer Gesamtperspektive ist die Phosphorfällung insbesondere mit Eisen(III)-Chlorid als Fällmittel 
m. E. kritisch  zu bewerten, da der so gebundene Phosphor nicht Redox -stabil ist und Redox-labile 
Bedingungen im Aasee regelhaft und wiederkehrend auftreten. Das bedeutet, dass es insbesondere 
bei den regelmäßig und durch das Monitoring nachgewiesenen sehr geringen Sauerstoffgehalten im 
Aasee und dem mutmaßlich weitgehend vollständig in Algenbiomasse überführten und/oder durch 
Denitrifikation aus dem Wasser eliminierten Nitrat-Stickstoff, zu massiven gewässerinternen Rücklö-
sungen von Phosphor aus dem Sediment in den Wasserkörper des Aasees kommt. Es kommt also zu 
mehreren negativen Rückkopplungen im Stoffhaushalt, die die Algenblüten einer sich selbst verstär-
kenden Prozesskette anheizen und so Schadenskaskaden bis hin zum Fischsterben in Gang setzen. In 
diesem Zusammenhang ist von Bedeutung, dass durch den langjährigen Betrieb der Fällungsanlage 
ein erheblicher Pool von an Fe
III+ gebundenem Phosphor in den Aasee transportiert wurde und dort 
über die Rücklösung aus dem Sediment wie eine dauerhafte diffuse Quelle wirkt.

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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Nährstoffeinträge aus dem Einzugsgebiet 
Um diesen komplexen Zusammenhängen genauer nachzugehen, wurde auf Vorschlag des Verfassers 
dieses Gutachtens das Forschungsinstitut für Wasser - und Abfallwirtschaft an der RWTH Aachen 
(FiW) e.V. und das Forschungsinstitut für Ökosystemanalyse und – bewertung e.V. (gaiac) mit einer 
Studie zur Erstellung einer Nährstoffbilanz unter besonderer Berücksichtigung der Phosphorfreiset-
zung aus dem Sediment beauftragt. Dieses Gutachten wurde 2020 als Abschlussbericht „Gesamtkon-
zeption der Aasee-Untersuchung“ vorgelegt (fiw/gaiac, 2020). 
Interne Phosphorfreisetzung aus den Seesedimenten 
Zur Bestimmung der potentiellen gewässerinternen Phosphorfreisetzung aus den Sedimenten im Aa-
see wurden im Jahr 2019 an sieben Probenstellen in Längsrichtung des Aasee zwischen Modersohn-
brücke und Hafen SCM weitestgehend ungestörte Sedimentkerne entnommen, in Plexiglaszylinder 
überführt und im Labor unter unterschiedlichen Redox-Bedingungen inkubiert (fiw/gaiac, 2020). 
Nach diesen Versuchen kommt es sowohl für Ammonium (NH4-N) als auch für Phosphor zu einer um 
Größenordnungen ansteigenden Freisetzung aus dem Sediment unter sauerstoffarmen bzw.- freien 
Bedingungen gegenüber aeroben Zu ständen (Abbildung 27). Beim Nitrat fungieren die Sedimente 
durch unterschiedliche bio-chemisch-physikalische Prozesse hingegen sowohl bei aeroben als auch 
unter anaeroben Bedingungen als Senke. 
 
Abbildung 27 Rücklösungen von Stickstoff (NH 4-N und NO 3-N) und Phosphor (PO 4-P und Ges -P) aus inkubierten  
Sedimentkernen aus dem Aasee (fiw/gaiac, 2020). 
Bei mehreren Stoffen zeigt sich eine Tendenz hin zu abnehmenden Freisetzungswerten in Durchfluss-
richtung des Aasee von der Modersohnbrücke in Richtung des Hafen SCM, die auf eine zwar vorhan-
dene, quantitativ aber insgesamt nur wenig bedeutsame Abnahme der Rücklösung von Nährstoffen 
aus dem Sediment in Längsrichtung des Aasee hindeuten. 
Insgesamt bestätigten die in -situ Sedimentuntersuchungen und Rücklösungsversuche im Labor die 
Indizienkette aus dem Monitoring in der Münsterschen Aa und im Aasee zu den Nährstoffdynamiken

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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und der wesentlichen Rolle der  Sedimente bei der Festlegung und Freisetzung des eingetragenen 
Stickstoff und Phosphor. 
Für Gesamtbilanzen über längere Zeiträume, wie z. B.  hydrologische Jahre oder Jahresreihen, ist es 
aufgrund der Ergebnisse  berechtigt, von Mittelwerten auszugehen und diese für die gesamte See - 
und Sedimentfläche hochzurechnen. 
Gesamtbilanz für Phosphor  
Wesentlich für die Resilienzstrategie für den Aasee ist eine Gesamtbilanz für Phosphor und Stickstoff, 
die mit verschiedenen Ansätzen abgeschätzt werden kann. 
Im Gutachten „Gesamtkonzeption der Aasee-Untersuchung“ (fiw/gaiac 2020) wurde dafür ein kom-
plexes Gewässergütemodell eingesetzt, das zu den in Tabelle 3 zusammen gefassten Ergebnissen als 
durchschnittliche Tageswerte kommt. 
Tabelle 4 Modellierte Nährstoffbilanz für Phosphor und Stickstoff für den Aasee im „Standardszenario“ 
(fiw/gaiac 2020) 
 
Beim Phosphor ist der dominante Prozess in der N ährstoffbilanz die Sedimentfreisetzung  
(9.9 mgPm-2Tag-1), gefolgt von den Ausscheidungen der Fische (2.4 mgPm-2Tag-1) und dem Eintrag aus 
dem Zufluss über die Münstersche Aa (1.7 mgPm -2Tag-1). Von dieser Gesamtmenge sedimentieren 
rechnerisch 5.5 mgPm-2Tag-1 und verbleiben im seeinternen P- Kreislauf, 7.9 mgPm-2Tag-1 werden aus 
dem See über den Ausfluss wieder ausgetragen. 
Beim Stickstoff ist der dominante Prozess in der Nährstoffbilanz der N-Zufluss über die Münstersche 
Aa (52.3 mg N m-2Tag-1), gefolgt von der Stickstofffixierung im See in annähernd gleicher Größenord-
nung (51.5 mg N m-2Tag-1), den Ausscheidungen der Fische (12.3 mg N m-2Tag-1) und über die Freiset-
zung von Ammonium aus dem Sediment (7.6 mg N m-2Tag-1). Von dieser Gesamtmenge wird der weit 
überwiegende Teil aus dem See über den Ausfluss wieder ausgetragen (76.9 mg N m-2Tag-1), rechne-
risch sedimentieren 48.7 mg N m-2Tag-1 und ein relativ geringer Anteil wird durch Denitrifikation aus 
dem System entfernt (5.1 mg N m-2Tag-1). 
Aus den zur Verfügung stehenden Daten zum Wasser- und Stoffhaushalt des Aasee und Literaturwer-
ten für den atmosphärischen Stoffeintrag sowie die Einträge aus der Siedlungsentwässerung lässt

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sich für Phosphor eine komplementäre Grobbilanz der wesentlichen Eintragspfade als Jahresfrachten 
errechnen (Abbildung 28), die der Plausibilisierung dient und weitere Hinweise für die Resilienzstra-
tegie ergibt. 
 
 
Abbildung 28 Grobbilanz für Phosphor für den Aasee bezogen auf die Jahre 2011 - 2015. 
Diese Grobbilanz ergibt für Phosphor ähnliche Relationen wie die Gütemodellierungen für mittlere 
Tageswerte. Demnach überwiegen die Phosphorrücklösungen aus dem Sediment gegenüber den Ein-
trägen aus der Münsterschen Aa  und atmosphärischen Einträgen über die Seeoberfläche . Die Her-
künfte der P-Einträge aus den verteilten Quellen im Einzugsgebiet sollten im Zuge der Resilienzstra-
tegie näher zu ermittelt und abgeschätzt werden, welche Maßnahmen dort zu einer wirksamen wei-
teren Reduzierung der P-Einträge über die Münstersche Aa beitragen können. Hierbei ist insbeson-
dere die Siedlungsentwässerung im Einzugsgebiet zu betrachten (Kläranlagen, eventuell nicht zentral 
angeschlossene Einwohner  und Einträge über Niederschlagswassereinleitungen aus Misch - und 
Trennkanalisationen). Letztere könnten auch als Direkteinträge aus dem Stadtgebiet Münster in den 
Aasee eine nicht zu vernachlässigende Rolle spielen und sollten ebenfalls i m Rahmen der Resilienz-
strategie näher untersucht werden. 
7. Resilienzstrategie und Maßnahmen 
Bereits während der Erarbeitung dieses Gutachtens und aufgrund des weiteren meteorologisch und 
hydrologisch extremen Jahres 2019 wurden bereits vor Abschluss des Gutachtens verschiedene Maß-
nahmen ergriffen und umgesetzt, die einzeln und in Kombination Elem ente einer Resilienzstrategie 
für Aasee darstellen. Eine Chronologie der Aktivitäten und Maßnahmen zeigt Abbildung 29. 
Eine Resilienzstrategie für den Aasee sollte in W ürdigung aller Erfahrungen, Daten und Studien die 
folgenden Eckpunkte umfassen: 
• Frühwarnung und Interventionsmanagement

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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• Angepasste fischereiliche Bewirtschaftung 
• Mittelfristige Maßnahmen der Seebewirtschaftung 
• Langfristige Maßnahmen im Einzugsgebiet 
Die inhaltlichen Details zu diesen Eckpunkten sind in den Anhängen 1 bis 3 ausgeführt. 
 
Abbildung 29 Chronologie der Ereignisse, Aktivitäten und Maßnahmen zur Erarbeitung und Umsetzung der Res ilienz- 
strategie für den Aasee. 
8. Zusammenfassung und Empfehlungen zur weiteren Vorgehens-
weise 
1. Der Aasee ist aufgrund seiner Hydrografie und Morphometrie auch zukünftig ein hochgradig 
eutrophierungsgefährdetes Gewässer, insbesondere aufgrund der Größe, Tiefe, Was-
seraufenthaltszeiten und der externen sowie internen Nährstoffbelastung. Er ist und bleibt 
daher anfällig für Symptome wie Blaualgenblüten, Fischsterben und Geruchsbelästigungen. 
2. Das Fischsterben zwischen dem 08.-10.08.2018 war m.E. ursächlich durch die extreme Wet-
terlage mit der Folge sehr hoher Wassertemperaturen über längere Zeit im oberen Toleranz-
bereich der vorkommenden Fischarten, die einen entsprechenden physiologischen Stress be-
deuten, kombiniert mit der massiven Algenblüte, die den Sauerstoffhaushalt praktisch zu-
sammenbrechen ließ, verursacht. Eine weitere kritische Größe ist in diesem Zusammenhang 
der sehr hohe Fischbestand mit Werten, wie sie in natürlichen Gewässern nur äußerst selten 
vorkommen. 
3. Die lange Hitzewelle und Trockenheit mit der Kombination aus hohen Temperaturen, hoher 
Sonneneinstrahlung und den sehr geringen Zuflüssen haben im Aasee trotz der geringen Tie-
fen vermutlich zu relativ stabilen bzw. turbulenzarmen Bedingungen im Wasserkörper  ge-
führt. Alle diese Faktoren begünstigen die Ausbildung von Cyanophyceenblüten. Es muss zu-
sätzlich starke Rücklösungen von Nährstoffen aus dem Sediment gegeben haben, die wegen

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
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der geringen Wassertiefe sehr schnell die oberen warmen, durchlichteten Wasserschichten 
erreichten und dort die Massenentwicklung der Cyanophyceen weiter angeheizt haben. 
4. Haben sich Cyanophyceen erst einmal in einem Gewässer etabliert, ist aufgrund von Erfah-
rungen an vielen anderen Gewässern davon auszugehen, dass sich die Wahrscheinlichkeit 
zukünftiger Blüten erheblich erhöht, auch bei weniger extremen Wetterbedingungen. 
5. Die Phosphorfällung mit Eisen(III) Chlorid als Fällmittel ist m. E. kritisch zu bewerten, da der 
so gebundene Phosphor nicht Redox-stabil ist. Das bedeutet, dass es bei den regelmäßig ge-
ringen Sauerstoffgehalten und dem mutmaßlich weitgehend vollständig in Algenbiomasse 
überführten Nitrat -Stickstoff, zu massiven gewässerinternen Rücklösungen von Phosphor 
aus dem Sediment in den Wasserkörper des Aasees kommt, was als negative Rückkopplung 
die Algenblüten weiter anheizt und so eine Schadenskaskade bis hin zum Fischsterben in 
Gang setzt. 
6. Durch die jahrelange Fällung von Phosphor mit Eisen(III) Chlorid als Fällmittel aus der Aa ist 
ein für die Wasserqualität bedeutsamer Nährstoffpool in den See transportiert worden, der 
dort im Sediment liegt und bei ungünstigen Bedingungen, wie wenig Sauerstoff und geringe 
Nitratwerte im Wasser, warme Temperaturen, stabile Grenzschichten zwischen Wasser und 
Sediment, in erheblichem Umfang zur Phosphorversorgung der Algenblüten beiträgt und ins-
gesamt die externe Belastung durch die Aa überschreitet.  
7. Folgende Elemente sollten deshalb die Eckpunkte einer Resilienzstrategie bilden: 
a. Kurz- und mittelfristig integrierte Lösungen zur akuten Schadensabwehr (insb. hin-
sichtlich Frühwarnung unter Heranziehung der Monitoringdaten im Aasee , ergänzt 
um prognostische Wetter- und Abflussdaten, ggf. Fernerkundung, künstliche Sauer-
stoffanreicherung) in einer von den hydrografischen Randbedingungen her ansons-
ten unveränderten Situation. Hierfür werden regelbasierte Werte für das Auslösen 
von Warnschwellen, die Information der Öffentlichkeit und das Auslösen von Inter-
ventionen benannt (Anlage 2). 
b. Die Fällmittelstrategie sollte hinsichtlich der positiven und negativen Effekte kritisch 
hinterfragt werden, ein Testbetrieb mit Einstellung der Fällung ist m. E. vertretbar. 
c. Die fischereiliche Bewirtschaftung sollte entsprechend den Empfehlungen des Fi-
schereilichen Hegeplans mit dem Bewirtsc haftungsziel „Zandergewässer“ und den 
dort ermittelten Obergrenzen der Biomasse erfolgen (Anlage 3). 
d. Das operative und investigative Monitoring im Aasee sollte zu den im Gutachten ge-
nannten Punkten weiter geführt werden. Ohne die bereits vorliegenden Monitoring-
daten wäre die differenzierte Ermittlung der Ursachen für das Fischsterben 2018 und 
die fachliche differenzierte Bestimmung der Elemente einer effektiven Resilienzstra-
tegie nicht möglich gewesen. 
e. Mittelfristige Maßnahmen der Seebewirtschaftung, die die Resilienz steigern, betref-
fen u. a. die Ufergestaltung und Aufwertungen des Sees als Lebensraum.  Eine Ent-
fernung des Sediments empfehle ich in diesem Zusammenhang nicht. Sie würde , 
wenn überhaupt, die Situation nur temporär verbessen, da sehr schnell neues Sedi-
ment mit entsprechender Nährstoffbelastung eingetragen würde. Auch zukünftig 
würde der Nährstoffhaushalt sowie die Eutrophierungsbedingungen weiterhin vor 
allem durch die seeninternen Prozesse gesteuert. 
f. Die weitere Minimierung der Nährstoffeinträge aus dem Einzugsgebiet ist insbeson-
dere beim Phosphor  dennoch geboten, weil dadurch die Resilienz des Gesamt sys-
tems, bestehend aus Einzugsgebiet, Münstersche Aa und Aasee weiter erhöh t 
würde. Besonderes Augenmerk ist dabei auf den Abwasserpfad bestehend aus allen

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
Seite 34 von 38 
Einleitungen gereinigten Abwassers im Einzugsgebiet und die Niederschlags - und 
Mischwassereinleitungen zu richten. Letztere sind auch für das direkte Einzugsgebiet 
des Aasee im Stadtgebiet von Münster von Bedeutung. 
g. Die weitere Minimierung der Stoffeinträge aus dem Einzugsgebiet sollte auch für den 
Verursacherbereich Landwirtschaft weiter verfolgt werden. So sind die Daten für die 
zeitweise sehr hohen Einträge an Nitrat lückenhaft, insbesondere für die Perioden 
erhöhter Abflüsse in den Wintermonaten. Dasselbe gilt für die Einträge aus Boden -
erosion und ihre Bedeutung für den Sedimenteintrag in den Aasee und den -austrag 
über den Seeausfluss. 
 
Unterschrift 
 
Prof. Dr. Dr. h.c. Dietrich Borchardt 
Magdeburg, den 02.12.2021

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
Seite 35 von 38 
 
Literatur 
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blick auf dessen Wirkung auf die Biofiltration in Trinkwassertalsperren, ATT-Schriftreihe Band 8, Sieg-
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reservoir (GDR). Int. Rev. ges. Hydrobiol. 74: 233-248. 
Benndorf, J. (1987). Food web manipulation without nutrient control: A useful strategy in lake resto-
ration? Schweiz. Z. Hydrobiol. 49, 237-248. 
Benndorf, J. et al. (1988). Food-web manipulation by enhancement of piscivorous fish stocks: Long-
term effects in the hypertrophic Bautzen reservoir. Linmologica 19, 97-110. 
Benndorf, J., Schultz, H., Benndorf, A. und B. Meltzer (1991). Möglichkeiten und Grenzen der Steue-
rung der Planktonsukzession durch Biomanipulation. Arbeitsgemeinschaft Trinkwassertalsperren 
(Hrsg.): Trinkwasser aus Talsperren. München, 135-162. 
Cremona, F. et al. (2018). Factors controlling the three-decade long rise in cyanobacteria biomass in 
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FiW/Gaiac (2020) Gesamtkonzept der Aaseeuntersuchung-Abschlussbericht. Gutachten im Auftrag 
des Tiefbauamtes der Stadt Münster. 73 Seiten. Aachen 
Hirschmann, L. und S. Kramer (2020). Aasee – Sachstand 2020. Präsentation 3. Runder Tisch Aasee. 
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245–256. https://doi.org/10.1007/s00442-011-2186-7 
Lampert, W. und Ulrich Sommer (1999). Limnoökologie. 440 pp, Stuttgart. Georg Thieme Verlag. 
Oberflächengewässerverordnung vom 20. Juni 2016 - OGewV (2016). BGBl. I S. 1373. 
Ruhr-Wasserwirtschafts-Gesellschaft-mbH (2020). Fischereilicher Hegeplan für den Aasee . Gutach-
ten im Auftrag der Stadt Münster. 63 Seiten. Arnsberg. 
Schülting, A. (2019). Bericht zur Eisen -III-Chlorid Behandlung der Münsterschen Aa und dem Aasee 
im Jahr 2019. Gutachten im Auftrag der Stadt Münster. 19 Seiten. Münster 
Shatwell, T. and Jan Köhler (2018). Decreased nitrogen loading controls summer cyanobacterial 
blooms without promoting nitrogen-fixing taxa: long-term response of a shallow lake. Limnology and 
Oceanography. doi: 10.1002/lno.11002. 
Stadt Münster (2019). Der Aasee – Freizeit, Erholung, Ökologie und Wasserqualität. Amt für Grünflä-
chen, Umwelt und Nachhaltigkeit, abgerufen am 20. August 2019. 
Wagner, c. and Rita Adrian (2009). Cyanobacteria dominance: quantifying the effects of climate 
change. Limnology and Oceanography 54 (6), 2460-2468.

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
Seite 36 von 38 
 
Anhang 1 
Ursachenanalyse 
Prof. Dr. D. Borchardt. 2. Sitzung Runder Tisch Aasee (10.12.2018)

Dietrich Borchardt (TU Dresden und Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung-UFZ) 
Wissenschaftliche 
Beratung Sanierung 
Aasee in Münster 
 
- Ursachenanalyse - 
 
- Maßnahmen -

Page 2 
Abflüsse 2016, 2017, 2018 
  
Phase dauerhaft 
niedriger Abflüsse von 
Juni bis August 
• ungewöhnlich lange 
Aufenthaltszeiten des 
Wassers 2018 
( bis ca. 170 Tage) 
• Hohe Nährstoff-
ausnutzung durch Algen 
• Hohe Kontaktzeiten 
Sediment./.Wasser 
• Vertikale Wasser- 
schichtungen während 
des gesamten Sommers, 
obwohl der Aasee sehr 
flach ist (alter Aasee bis 
1,80 - 1,90 m; neuer 
Aasee bis 1,50 - 1,70 m) 
• Im Sommer 2018 bis 
30 cm flacher

Page 2 
Langfristentwicklung des Sauerstoff im Aasse 
  
• Sauerstoffgehalt im Aasee 
ist während der gesamten 
Vegetationspriode sehr 
labil 
• Geprägt durch 
Eutrophierung (hohe 
Algengehalte; hohe 
Primärproduktion) 
• Besonders ausgeprägt im 
Frühjahr 2018 2018  
• Scheinbar konstant von 
Mitte Mai bis Anfang 
August 
• Besonders starker, 
kurzzeitiger Einbruch um 
den 08./09. August 
Chronisch kritische 
Grenze 
4 – 5 mg/l O2 
Werte Stadt Münster 
Bereich der physikalischen Sättigung bei 15 – 25 ° C

Page 2 
Entwicklung des Sauerstoff im Aasee im August 2018 
  
• Besonders starker, 
kurzzeitiger Einbruch um 
den 08./09. August 
• Nächtliche Tiefstwerte mit 
Sicherheit noch sehr viel 
geringer (9 Uhr = 3 h nach 
Sonnenaufgang) 
• Am 09.08./10.08. 
verhalten sich beide 
Seenteile identisch 
• Am 22.08. im neuen Aasee 
offenbar sehr viel 
günstigere Verhältnisse 
Ökologisch akut 
kritische Grenze 
2 mg/l O2 
Werte Stadt Münster 
Bereich der physikalischen Sättigung bei 22-26 ° C

Page 2 
Entwicklung der Algenbiomasse von April bis November 2018 
  
• In der gesamten Vegetationsperiode im 
gesamten See hohe bis sehr hohe, durch 
Cyanophyceen („Blaualgen“) dominierte 
Algenentwicklungen 
• typisch für hypertrophe (extrem 
nährstoffreiche) Gewässer 
• eine extreme Algenblüte bildete sich 
demnach im Zuge der 
niederschlagsarmen, sonnenreichen 
Hitzeperiode ab Anfang Juli aus 
• Höchstwerte in der zweiten Julihälfte 
• Einheitliches Grundmuster, aber mit z. T 
beträchtlichen saisonalen Unterschieden 
in den Seenbereichen 
• Cyanophyceenblüte war besonders stark 
im Übergangsbereich zwischen neuem 
und altem Aasee  
Werte Stadt Münster 
Zeitpunkt Fischsterben

Page 2 
Entwicklung der Algenbiomasse (links) und Cyanophyceen (rechts) 
im Juli und August 2018 aus Satellitendaten 
  
Werte EOMAP 
Chlorophyll „Cyanophyceen“ 
31. Juli 2018 
31. August 2018

Page 2 
Zusammenfassung und Schlussfolgerungen 
  
1. Der Aasee in Münster ist aufgrund seiner Hydrografie 
und Morphometrie auch zukünftig ein hochgradig 
eutrophierungsgefährdetes Gewässer 
2. Er ist und bleibt daher anfällig für Symptome wie 
Cyanophyceenblüten, Fischsterben und Geruchs-
belästigungen. 
3. Das Fischsterben ist m.E. ursächlich durch die extreme 
Wetterlage mit der Folge sehr hoher Was-
sertemperaturen über längere Zeit, kombiniert mit 
dem Absterben einer massiven Algenblüte, die den 
Sauerstoffhaushalt praktisch zusammenbrechen ließ, 
verursacht. 
4. Eine weitere kritische Größe ist in diesem 
Zusammenhang der sehr hohe Fischbestand mit 
Werten, wie sie in natürlichen Gewässern nur äußerst 
selten vorkommen.

Page 2 
Zusammenfassung und Schlussfolgerungen 
  
5. Die lange Hitzewelle und Trockenheit mit der Kombination 
aus hohen Temperaturen, hoher Sonneneinstrahlung und 
den sehr geringen Zuflüssen haben 2018 die Ausbildung 
der besonders starken Cyanophyceenblüte begünstigt. 
6. Haben sich Cyanophyceen erst einmal in einem Gewässer 
etabliert, ist die Wahrscheinlichkeit zukünftiger Massen-
entwicklungen erheblich erhöht, auch bei weniger 
extremen Nährstoff-/Wetterbedingungen. 
7. Die Phosphorfällung mit Eisen(III) Chlorid als Fällmittel ist 
m. E. kritisch, da nicht Redox-stabil. 
8. Nährstoffpool und Rücklösungspotenzial im See sollten 
daher bilanziert werden. Dabei ist auch die Rolle des 
Fischbestandes zu berücksichtigen. 
9. Alle vorliegenden Maßnahmenvorschläge aufgreifen und 
nach einheitlichen Kriterien vergleichend analysieren (z. B. 
Ökologische Wirksamkeit, Auswirkungen auf die Nutzungen, technische 
Machbarkeit, Kosten, rechtliche Umsetzbarkeit, Akzeptanz, indirekte 
Wirkungen, Zeithorizont der Umsetzung, Zeithorizont der Wirkung etc.)  
10. Auf dieser Grundlage faktenbasierte Lösungsoptionen 
entwickeln.

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
Seite 37 von 38 
 
Anhang 2 
Maßnahmenvorschläge 
Prof. Dr. D. Borchardt. 3. Sitzung Runder Tisch Aasee (13.05.2019)

Dietrich Borchardt (TU Dresden und Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung-UFZ) 
Wissenschaftliche 
Beratung 
Sanierung Aasee 
in Münster 
 
- Maßnahmen -

AUSWIRKUNGEN DER DÜRRE UND HITZEWELLE 2018 AUF 
DIE OBERFLÄCHENGEWÄSSER IN D 
 
 
Aasee, Münster 
Elbe, Dresden 
Elbe, Magdeburg 
Edersee, Hessen

Systematische Erhebung von Auswirkungen der Dürre- und 
Hitzewelle 2018 auf Oberflächengewässer und Einordnung 
des Fischsterbens am Aasee 
Hypothese: die Berichterstattung in regionalen Tageszeitungen 
hat bedeutsame lokale oder regionale Vorfälle abgebildet und 
auf diese Weise lässt sich eine repräsentative Datenbasis über 
die Art der Ereignisse und deren zeitlicher und räumlicher 
Ausprägung erarbeiten 
 
Methode: Medienanalyse aller regionalen Tageszeitung in 
D im Zeitfenster 01.07. - 31.08.2018 
Suchstring: 
Überordnet: Hitze, Hitzewelle, Trockenheit, Dürre; mit Objekt: 
Bach, Fluss, Grundwasser, See, Teich, Talsperre, Badegewässer, Küste, 
Strand; in Verbindung mit: - Niedrigwasser, - Wasserstand, - Trinkwasser, - 
Wassertemperatur, - Wasserqualität, - Fischsterben, - Algen, -Algenblüten, 
Blaualgen, - Beschränkungen (insb. Badeverbot, Fischereiverbot, 
Wasserentnahmen, Schifffahrt, Kühlwasser, Industrieproduktion, Wasserkraft), - 
Maßnahmen (insb. Wasserbelüftung, Abfischen)

Systematische Erhebung von Auswirkungen der Dürre- und 
Hitzewelle 2018 auf Oberflächengewässer mit dem Fokus auf 
Massenentwicklungen von Cyanophyceen 
Hypothese: bedingt durch die Hitzewelle und Trockenheit aus 
der Kombination von Temperatur, Sonneneinstrahlung und 
hydrologischen Faktoren trat eine historisch hohe Eutro-
phierung in unterschiedlichsten Gewässer und potentiell 
toxischen Algenblüten (Indikator Cyanophyceen) in bisher nicht 
gekanntem Ausmaß auf 
 
Methode: Auswertung Fernerkundungsdaten-Daten für alle 
WRRL Wasserkörper in D mit gezieltem Ground Truthing 
zusammen mit EOMAP

Zeitliche Entwicklung der Bericherstattung 
(Anzahl Artikel/Woche von der 27. KW bis zur 35. KW) 
Kalenderwoche 
  Zeitraum Anzahl der Artikel 
27.KW (1.7.)2.7.-8.7. 220 
28.KW 9.7.-15.7. 285 
29.KW 16.7.-22.7. 395 
30.KW 23.7.-29.7. 939 
31.KW 30.7.-5.8. 1.455 
32.KW 6.8.-12.8. 1.272 
33.KW 13.8.-19.8. 451 
34.KW 20.8.-26.8 480 
35.KW 27.8.-1.9. (2.9.) 213 
Summe:  5.710 
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
27.KW 28.KW 29.KW 30.KW 31.KW 32.KW 33.KW 34.KW 35.KW
• Sprunghafter Anstieg der 
B
erichterstattungen ab der 30. KW 
(vierte Juli-Woche) 
• 64 % der Berichte zwischen 23.07. 
und 30.
07.2018 
• 48% der Berichte zwischen 30.07. 
und 12.
08.2018

Räumliche Verteilung der Vorfälle auf Gewässergüte/-ökologie 
  Blaualgen Fischsterben 
Vorsorge- 
maßnahmen 
Saarland 0 0 1 
Hessen 5 3 34 
Thüringen 0 5 20 
Baden-Württemberg 2 8 30 
Sachen 6 6 35 
Sachsen-Anhalt 7 3 17 
NRW 12 19 45 
Bayern 14 6 25 
Niederachsen 17 7 17 
Brandenburg 12 9 12 
Rheinland-Pfalz 4 3 4 
Hamburg 1 7 4 
Schleswig-Holstein 6 2 4 
Berlin 8 0 2 
Mecklenburg-Vorpommern 6 8 2 
Bremen 1 5 0 
Insgesamt 102 Fälle giftiger Algenblüten(Cyanophyceen), 
93 Fischsterben, 252 Fälle mit Maßnahmen zur 
Gefahrenabwehr

Verteilung und Intensität der Cyanophyceen Vorfälle 2018 
(nach Medienrecherche) 
0
5
10
15
20
25
30
35
Klasse 3) sehr hohe Blaualgen-
Konzentrationen/ Badeverbot
3
Klasse 2) erhöhtes Auftreten
von Blaualgen 2
Klasse 1) Verdacht/ unkritische
Konzentrationen 1

Verteilung und Intensität der Cyanophyceen aus Remote Sensing 
Indikator für gefährliche Algenblüten 
Harmful Algal Bloom Indicator (HAB) 
Edersee, Hessen, 29.08.2018 
Foto: G. Meitzel

ENTWICKLUNG DER ALGENBIOMASSE (LINKS) UND CYANOPHYCEEN 
(RECHTS) IM AASEE AUS SATELLITENDATEN 
  
Werte EOMAP 
Chlorophyll „Cyanophyceen“ 
31. Juli 2018 
31. August 2018

Verteilung und Intensität der Fischsterben in D 2018 
(nach Medienrecherche) 
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Klasse 4) Fischsterben in
großem Ausmaß
Klasse 3) unzählige/ viele
tote  Fische 3
Klasse 2) Fischsterben
(ohne Angaben zum
Umfang) 2
Insgesamt 90 Fischsterben, 
davon 39 erheblich/massiv

Notmaßnahmen zur Verhinderung von Fischsterben 
Insgesamt 243 Gewässer, an denen 
Notmaßnahmen ergriffen wurden 
Am häufigsten Belüftung 
0
10
20
30
40
50
60
70
KW27KW28KW29KW30KW31KW32KW33KW34KW35
Klasse 9) Lokales Aufstauen, damit
Fische einen Lebensraum bei
Niedrigwasser finden
Klasse 7) (nur) Notfütterung (bei
Fischen) / Fütterverbot
Klasse 6) (Wasser-
)Entnahmeverbot / Verbot von
Gartenbewässerung
Klasse 5) Sonstige Maßnahmen zur
Sicherung des Fischbestandes
Klasse 4) Angel-/ Fischereiverbot
Klasse 3) Notabfischung/
Umsetzen von Fischen
Klasse 2) Sonstige Maßnahmen zur
Sicherung der Wasserqualität
Klasse 1) Belüftung /
Sauerstoffzufuhr / Umwälzungen

Schlussfolgerungen Bestandsaufnahme und Maßnahmen Aasee (1) 
  
1. Der A asee in Münster ist aufgrund seiner Hydrografie 
und Morphometrie auch zukünftig ein hochgradig 
eutrophierungsgefährdetes Gewässer 
2. Er i st und bleibt daher anfällig für Symptome wie 
Cyanophyceenblüten, Fischsterben und Geruchs-
belästigungen. 
3. Das F ischsterben war ursächlich durch die extreme 
Wetterlage mit der Folge sehr hoher Was-
sertemperaturen über längere Zeit, kombiniert mit 
dem Absterben einer massiven Algenblüte, die den 
Sauerstoffhaushalt praktisch zusammenbrechen ließ, 
verursacht. 
 
→  
Frühwarnsystem und 
Interventionsmanagement

Konzept für ein „Interventionsmanagement“ für den Aasee 
Wettervorhersage 
DWD 
Echtzeitmonitoring 
in der Aa/im Aasee  
„Interventionen“ 
Technische 
Maßnahmen 
Information 
Öffentlichkeit 
Satelliten 
Fernerkundung 
„Leitstelle“

Kontinuierliche/online-verfügbare Meßdaten für den Aasee 
  
Wie nutzen für ein 
Frühwarn-
/Interventions-
management ?  
Wetter (Aktuell; Vorhersagen) Abflüsse Münstersche Aa (aktuell) 
Chlorophyll-a/Cyanobakterien im Aasee Sauerstoffgehalte im Aasee 
Chlorophyll/HAB  aus Fernerkundung

Kritische Situationen und Gefahrenabwehr 
  
• Faktoren für die Dominanz von C yanobakterien in 
Standgewässern (cf. Wagner & Adrian, LNO, 2009) 
• Luft-/ Wassertemperatur (Schwellenwerte)  
• Sonneneinstrahlung (Schwellenwerte 
• Schichtung des Wassers (Dauer) 
• Nährstoffgehalte (Phosphor-, S tickstoffgehalte) 
• Zooplankton (Biomasse „große F iltrierer“) 
 
 
• „Entscheidungsbäume“ anhand von Schwellenwerten 
f
ür Phosphor und Schichtungsstabilität 
(cf. Huber et al., Oecologia, 2012) 
 
Chlorophyll-a/Cyanobakterien im Aasee 2018

Kurzfristige Maßnahmen und Gefahrenabwehr 
  
• Vorschlag Messgrößen und Schwellenwerte für eine 
F
rühwarn-Strategie im Aasee (Gefährdungsindex) 
• Abflüsse (< 0,2 m3/s > 14 Tage M.-Aa Roxel) 
• Wassertemperaturen (> 20 °C  im Tagesmittel) 
• Sonneneinstrahlung (> 175 W m-2) 
• Windgeschwindigkeit (< 3m s-1) 
• Algenbiomasse (Chlorophyll-a  > 100 µg l-1) 
• Cyanophyceenanteil g rößer 30% 
• Faktoren für die Dominanz von C yanobakterien in 
Standgewässern (cf. Wagner & Adrian, LNO, 2009; 
Huber et al. 2012) 
• Luft-/
Wassertemperatur (Schwellenwerte)  
• Sonneneinstrahlung (Schwellenwerte) 
• Schichtung des Wassers (Stabilität, Dauer) 
• Nährstoffgehalte (Phosphor-, S tickstoffgehalte) 
• Zooplankton (Biomasse „große F iltrierer“) 
 
 
Zeitpunkt Fischsterben 2018

Vorwarnung und Schwellenwerte im Aasee für technische 
Maßnahmen (Belüftung und Umwälzung) 
  
• Meßwerte S auerstoffgehalt 
im Aasee um 15:00 Uhr unter 
7 mg/l O2 (April - Oktober) 
 
und 
 
• Chlorophyll über 100 µg l
-1 
• Cyanobakterienanteil g rößer 
als 30% 
 
und 
 
• Hochdruckwetterlage (DWD 
S
tation Münster) für die 
nächste Woche 
• Sonnenscheindauer 
(
größer als Mittelwert) 
• Windgeschwindigkeit 
(< 3m/s) 
 
 
 
 
 
Chronisch kritische 
Grenze 
4 – 5 mg/l O2 
Werte Stadt Münster 
Bereich der physikalischen Sättigung bei 15 – 25 ° C

Sauerstoffanreicherung im Aasee und Maßnahmen im „Notfall“ 
  
Technische Maßnahmen 
 
• Schwimmende 
K
reisel(-rad)belüfter 
• Schwimmende 
B
elüfter 
mit Luftverwirbelung 
• Untergetauchte 
Düs
enschläuche 
Ökologisch akut 
kritische Grenze 
2 mg/l O2 
Werte Stadt Münster 
Bereich der physikalischen Sättigung bei 22-26 ° C 
Ökologisch kritische 
Grenze 
5 mg/l O2 
Oberflächenbelüfter 
©Fuchs GmbH 
Ausgangsbedingung 
Oberflächen-/ 
Volumen-Verhältnis 
Aasee 
≈ 0,56

Sauerstoffbedarf im Aasee im August 2018 und Maßnahmen 
  
• Fehlbetrag i m „ Normalfall“ 
6 mg/l O2  (von 2 auf 8 mg/l O2) 
• Fehlbetrag i m „ Notfall“ 
3 mg/l O2 (von 2 auf 5 mg/l O2) 
• Grenztemperatur 25°C 
•  B emessung nach DWA M 250  
• Für den ganzen See 
• Für inselartige Refugien 
• Neuer/Alter A asee) 
Ökologisch akut 
kritische Grenze 
2 mg/l O2 
Werte Stadt Münster 
Bereich der physikalischen Sättigung bei 22-26 ° C 
Ökologisch 
kritische Grenze 
5 mg/l O2

Maßnahmen zur Sauerstoffanreicherung im Aasee im Notfall 
  
Wirkmechanismen Düsenschläuche 
Steighöhe 
ca. 2 m 
Primärwalze 
ca. 10 m1) Sekundärwalze  
Aufsteigende Druckluft 
oder Wasser-Luft-
Gemisch 
1) Schätzwert ca. 5 x Steighöhe nach ATV M - 260 
Flügelrad-Oberflächenbelüfter 
©Linn GmbH 
• Einsatzbereich 
• Fischzucht 
• Teichkläranlagen 
• Aufnahmeleistung 
• ca . 1.5 KW/400V  
• Ansaugtiefe 
• ca. 1,8 m 
• Mindestwassertiefe 
• ca . 0,5 m 
• Fließgeschwindigkeit 
• ca. 0, 8 ms -1 m; Nahbereich 
• Wirkzone ( Strömung)  
• ca . 100 m 
100*135*50cm; 50 kg 
©Linn GmbH 
• Einsatzbereich 
• Fischzucht 
• Teichkläranlagen 
• Aufnahmeleistung 
• ca . 1.5 KW/400 V  
• Wirkzone 
• ca. 90 m 
• Wasserumwälzung 
• ca . 300 m 3h-1 
• Lufteinzug 
• ca. 35 m3h-1  
• Wirkzone 
• ca. 90 m  
Oberflächenbelüfter mit Luftverwirbelung 
Ø 80 cm; Höhe 60 cm 
Gewicht 25 kg

Schlussfolgerungen Bestandsaufnahmen (2) 
• Eine w eitere kritische Größe in Zusammenhang mit 
dem Fischsterben war der sehr hohe Fischbestand 
mit Werten, wie sie in natürlichen Gewässern nur 
äußerst selten vorkommen (> 500 kg ha-1 Biomasse) 
Wechselwirkungen zwischen Struktur des Fischbestandes und 
der Wasserqualität (nach Kasprzak et al. 2000) 
Foto: L. Hirschmann 09.05.2019 
Massenentwicklung 
von filtrierendem 
Zooplankton im Aasee 
Anfang Mai 2019 mit 
„partiellem 
Klarwasserstadium“ 
Hohe Filtrierraten 
P-Immobilisierung 
 Fischereilicher H egeplan für den 
Aasee 
 Mindestinhalt nach LF ischG NRW 
 Zusätzlich: 
 Zielgrößen der 
A
rtenzusammensetzung und 
Biomasse 
 Wechselwirkungen mit der 
W
asserqualität 
 Einfluss auf die 
Nä
hrstoffrücklösung 
 Maßnahmen f ischereiliche Hege 
 Strukturelle Maßnahmen (Ufer) 
 
 Pflichtenheft erarbeiten und abstimmen

Schlußfolgerungen Bestandsaufnahme (4) 
  
• Nährstoffpool und Rücklösungspotenzial im See müssen 
n
eu bilanziert werden 
• Alle Nährstoffeinträge (extern/intern) 
• Atmosphärischer Eintrag ( 1) 
• Zulauf aus E inzusgebiet über Münstersche Aa (2) 
• Direkte Einleitungen in den Aas ee (3) 
• Rücklösung aus dem Sediment ( 4) 
• (Grundwasser) 
• Alle Verursacher (Einzugsgebiet/direkt) 
• Punktquellen 
• Kläranlagen 
• Niederschlagswassereinleitungen im Einzugsgebiet 
• Niederschlagswassereinleitungen direkt in den 
Aas
ee 
• Diffuse Quellen 
• Atmosphärischer Eintrag 
• Differenziert nach Flächennutzungen im 
E
inzugsgebiet 
1 
2 
3 
3 
4 
• Phosphorfällung im Zulauf zum Aasee zu r 
Begrenzung der 
P-Fracht auf Schwellenwerte (ca. 70 µgl-1 im 
Aasee) 
• Die Pho sphorfällung mit Eisen(III) Chlorid als 
Fällmittel ist aber auch kritisch, da nicht 
Fe(III)PO4 nicht Redox-stabil

Schlußfolgerungen Bestandsaufnahme (4) 
  
≈ 4 kg P Jahr-1 
≈ 5 - 80  
kg P Jahr-1 
Sedimentmächtigkeit im Aasee im April 2019 
(Wehmeyer et al., pers. Mitt.) 
? 
Grobbilanz für den Gel.-Phosphor im Aasee 
Aus 
übertragbaren 
Literatur-
werten 
Aus bedingt 
übertragbahren 
Literaturwerten 
Grobbilanz , noch 
genauer zu modellieren 
Aus 
Meßwerten 
Im Zeitraum 2011 – 2015 wurden Ø 3.500 kg 
PO4-P/Jahr mit FeCl3 gefällt → dauerhaft ? 
≈ 80 – 250 
kg P Jahr-1 
Münstersche 
Aa 
(2011 – 2015)

Ausblick kurz-, mittel- und langfristige Maßnahmen 
  
• Alle v orliegenden 
Maßnahmenvorschläge 
aufgreifen und nach 
einheitlichen Kriterien 
vergleichend analysieren 
• Ökologische Wirksamkeit, 
• Auswirkungen a uf die Nutzungen, 
• technische Mac hbarkeit,  
• Kosten, 
• rechtliche Umsetzbarkeit, 
• Akzeptanz, 
• indirekte Wirkungen, 
• Zeithorizont d er Umsetzung, 
• Zeithorizont der Wirkung

Wissenschaftliche Beratung Resilienzstrategie Aasee 
Seite 38 von 38 
 
Anhang 3 
Abschlusspräsentation 
Prof. Dr. D. Borchardt. 4. Sitzung Runder Tisch Aasee (11.03.2020)

Dietrich Borchardt (TU Dresden und Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung-UFZ)
Resilienzstrategie
für den Aasee
in Münster
- Auswertung der 
Daten und Studien
- Abschlussgutachten

Chronologie der Arbeiten zur Resilienzstrategie Aasee
08./09.08.2018
07.09.2018
10.12.2019
30.08.2018
13.05.2019
ab Juni 2019
4. Runder Tisch Aasee11.03.2020
Oktober  2019
November 2019
November 2019
1. Runder Tisch Aasee
Massives Fischsterben (20 t); verendete Wasservögel
Kurzfristmaßnahmen wg. 2. Hitzesommer
Fortlaufendes Monitoring Aasee Stadt Münster
Kurzstellungnahme
2. Runder Tisch Aasee
3. Runder Tisch Aasee
Fischereiliche Untersuchungen
Das Bild kann zurzeit nicht angezeigt werden.
Externe Gewässeruntersuchungen Sedimente 
Externe Gewässeruntersuchungen Eisenchlorid

Aussagen der Kurzstellungnahme (August 2018)
Ursachen des Fischsterbens
• Für das mehrtägige, massive Fischsterben 2018 war 
folgende Wirkungskette ursächlich:
• extreme, lang anhaltende  Hitzewelle/Trockenheit/
Sonneneinstrahlung/Windstille
• sehr hohe Wassertemperaturen im oberen 
Toleranzbereich der vorkommenden Fischarten
• eine seenweite massive, von Cyanobakterien
dominierte Algenblüte
• ein aufgrund aller dieser Faktoren temporärer 
Zusammenbruch des Sauerstoffhaushaltes.
• Solche extremen, stabilen und lang anhaltenden 
Hochdruckwetterlagen im Sommer sind bedingt 
durch den Klimawandel in Zukunft regelmäßiger zu 
erwarten (siehe Sommer 2019)
Integrierte Maßnahmen zur
Schadensabwehr
• Operatives Monitoring Stadt Münster
Wöchentlich (2 – 10 Probestellen)
• Chlorophyll-a, Cyanobakterien
• Temperatur, Sauerstoff, pH-Wert, Leitfähigkeit
• Parameter kontinuierlich an 2 Standorten
• Sauerstoff
• 4 Sensoren an 2 Standorten
• Oberfläche und über Grund
• Online-Datenübertragung
• Beschaffung von 12 mobilen
Belüftern mit Tauchmotor
• Linn „Aquapilz“

„Interventionsmanagement“ für den Aasee
Wettervorhersage
DWD
Echtzeitmonitoring
in der Aa/im Aasee
„Interventionen“
Technische 
Maßnahmen
Information 
Öffentlichkeit
Satelliten
Fernerkundung
„Leitstelle“
Vorschlag Borchardt, 3. Runder Tisch Aasee

Maßnahmen zur Sauerstoffanreicherung im Aasee im Notfall
•Hersteller: Linn Gerätebau GmbH
•Modell: „Aqua-Pilz“
•Sieb: 9mm, Zusatzschutzsieb 
Edelstahl  18mm
•Motorleistung:            1,1 kW
•Spannung:                    400 V
•Wurfkreis ca.:              5,0 m
•Auswurfhöhe ca.:        0,7 m
•Saugzone Tiefe bis:     3,5 m
•Wirkzone:                     55 m
•Fördermenge:              300 m ³/ h
• Anzahl:                         12 Stück
Ø 85 cm; Höhe ca. 65 cm; Gewicht 30 kg
Wasserbelüfter
mit Tauchmotor
©Linn GmbH
Neue Stromanschlüsse am Seeufer
Höhe Körnerstraße; westlich Torminbrücke; Höhe Maringstraße
Mögliche Verteilung im Einsatzfall

Wirksamkeit der Sauerstoffanreicherung im Aasee
Ø 85 cm; Höhe ca. 65 cm; Gewicht 30 kg Neue Stromanschlüsse am Seeufer
Höhe Körnerstraße; westlich Torminbrücke; Höhe Maringstraße
Verteilung im Einsatzfall
Wasserbelüfter
mit Tauchmotor
©Linn GmbH
Abschätzung der Wirksamkeit:
•Saugzone bis 3,5 m Tiefe 
 Wasser wird aus allen Tiefen des 
Aasee angesaugt; zerstört Schichtung; 
bremst P-Rücklösung aus Sediment
•Wirkzone:  55 m
•Anzahl:       12 Stück
 „Wirkzone“ bei d = 55 m ≈ 2.400 m2 
Seefläche./.Belüfter
 Anzahl von 12 Stück ≈ 28.800 m2
Seefläche./.Summe aller Belüfter
 Dies entspricht ≈ 7,2% der gesamten 
Seefläche des Aasee (≈ 400.000 m2)

Messgrößen, Regeln und Schwellenwerte für den Belüftereinsatz
• Vorschlag Messgrößen und Schwellenwerte für eine 
Frühwarn-Strategie im Aasee (Gefährdungsindex)
• Abflüsse (< 0,2 m3/s > 14 Tage M.-Aa Roxel)
• Wassertemperaturen (> 20 °C im Tagesmittel)
• Sonneneinstrahlung (> 175 W m-2)
• Windgeschwindigkeit (< 3m s-1)
• Algenbiomasse (Chlorophyll-a > 100 µg l-1)
• Cyanophyceenanteil größer 30%
• Faktoren für die Dominanz von Cyanobakterien in 
Standgewässern (cf. Wagner & Adrian, LNO, 2009; 
Huber et al. 2012)
• Luft-/Wassertemperatur (Schwellenwerte)
• Sonneneinstrahlung (Schwellenwerte)
• Schichtung des Wassers (Stabilität, Dauer)
• Nährstoffgehalte (Phosphor-, Stickstoffgehalte)
• Zooplankton (Biomasse „große Filtrierer“)
Zeitpunkt Fischsterben 2018

Vorwarnung und Schwellenwerte im Aasee für technische 
Maßnahmen (Belüftung und Umwälzung)
• Meßwerte Sauerstoffgehalt 
im Aasee um 15:00 Uhr unter 
7 mg/l O2 (April - Oktober)
und
• Chlorophyll über 100 µg l-1
• Cyanobakterienanteil größer 
als 30%
und
• Hochdruckwetterlage (DWD 
Station Münster) für die 
nächste Woche
• Sonnenscheindauer
(größer als Mittelwert)
• Windgeschwindigkeit
(< 3m/s)
Schwellenwert
7 mg/l O2
Werte Stadt Münster
Bereich der physikalischen Sättigung bei 15 – 25 ° C
„Alarm“ Fischsterben

Empfehlung Fischereilicher Hegeplan
• Eine weitere kritische Größe in Zusammenhang mit 
dem Fischsterben war der sehr hohe Fischbestand 
mit Werten, wie sie in natürlichen Gewässern nur 
äußerst selten vorkommen (> 500 kg ha-1 Biomasse) Fischereilicher Hegeplan für den Aasee
 Empfehlungen zur fischereilichen
Bewirtschaftung
 Hegemaßnahmen und künftiges 
Monitoring
 Empfehlungen zu strukturellen 
Verbesserungen an den Seeufern
 Empfehlungen für den künftigen 
Fischbesatz, Fischbesatzplan inklusive 
Kostenkalkulation

Ergebnisse Befischung im Oktober 2019
• Ermittlung des Fischbestandes im Oktober 
2019 durch  kombinierte Elektro-, Reusen-
und Stellnetzbefischung
Kühlmann, 2020
• Individuen einzelner Fischarten und der 
Kamberkrebs haben das Fischsterben überlebt
• Wenige Adulte; überwiegend Juvenile 1+ und 2+
• Zanderbestand praktisch ausgelöscht
• Anteil Biomasse Raubfische (Hecht, Aal, 
Flussbarsch > 15 cm) heute ≈ 13%
Positionen 
Fischbestandsuntersuchungen

Empfehlung Fischereilicher Hegeplan
cf. Kühlmann, 2020
1)
1) Erster Besatz im November 2019
mit 2.000 Zandern, 2-sömmrig
Laichhilfen für Zander
Ausgestaltung Uferzonen
 Hegebefischung
Bewirtschaftungsmaßnahmen Aasee
cf. Kühlmann, 2020
Besatzempfehlung Aasee

Herleitung des nachhaltigen Fischertrags
• Ermittlung des Fischbestandes im 
Oktober 2019 durch  kombinierte 
Elektro-, Reusen- und 
Stellnetzbefischung
cf. Kühlmann, 2020
• Individuen von 13 Fischarten und des Kamberkrebshaben 
2018 überlebt; aber ca. 90 % des Bestandes vernichtet 
• Zanderbestand praktisch ausgelöscht
• Restbestand hat sich durch natürliche Vermehrung sehr schnell 
wieder erholt; gegenwärtig etwa 4 – 6 t Biomasse
• Nachhaltiger Ertrag ≈ 80 – 90 kg/ha/Jahr
• entsprechend ≈ 3.500 kg Fischbiomasse/Jahr
• Nachhaltiger Bestand ≈ 3 * Ertrag  ≈ 10.500 kg Fischbiomasse
(ca. 50 % des 2018 verendeten Bestandes; dürfte im Herbst 2020 erreicht sein)
• Fang- und Entnahme durch Angelfischerei in den Jahren vor 
dem Fischsterben etwa 15 % des Fischbestandes jährlich
 Bewirtschaftung als „Zandersee“; 30 – 40% Raubfischbiomasse
 Intensive Befischung der Cypriniden (Weißfische); inclusive 
koordinierte Hegefischen etc.
 Zusätzlich professionelle Netz-/Reusenbefischungen
 Führen, Auswerten und Fortschreiben einer gewissenhaften, 
jährlichen Fang- und Fischereistatistik
 Fischereiliches Monitoring

Wechselwirkung Fischbestand und Wasserqualität./.Biomanipulation
• Wechselwirkungen zwischen Struktur des 
Fischbestandes und der Wasserqualität 
(nach Kasprzak et al. 2000)
Foto: L. Hirschmann 09.05.2019
Massenentwicklung 
von filtrierendem 
Zooplankton im 
Aasee Anfang Mai 
2019 mit „partiellem 
Klarwasserstadium“
Hohe Filtrierraten
P-Immobilisierung
Aasee vor dem 
Fischsterben bis
August 2018
Aasee nach dem 
Fischsterben ab 
2019
Biomanipu-
lation über 
Raubfische
(30 -40%)
Wärme, Licht, 
Nährstoffe, 
Schichtung,
Windstille,
Keine Fressfeinde

Schlussfolgerungen fischereiliches Management
• Eine weitere kritische Größe in 
Zusammenhang mit dem Fischsterben war 
der sehr hohe Fischbestand mit Werten, wie 
sie in natürlichen Gewässern nur äußerst 
selten vorkommen (> 500 kg ha-1 Biomasse)
Maßnahmen für den Aasee
 Nachhaltiges fischereiliches Management
 Durchführung einer TOP-Down 
Nahrungsnetz-Steuerung im Aasee
 angemessen großer Fischbestand mit ca. 
10.000 kg
 zu entnehmender Ertrag von ca. 3.500 kg 
Fischbiomasse/Jahr (Angelfischerei und 
Hegebefischungen)
 mit einem Raubfischanteil (überwiegend 
Zander) von 30 – 40 % Biomasse
 Unterstützte natürliche Vermehrung
 Strukturelle Maßnahmen im See 
(Uferzonen)
Kühlmann, 2020

Nährstoffbelastung Phosphor für den Aasee
• Nährstoffpool und Rücklösungspotenzial im See müssen 
neu bilanziert werden
• Alle Nährstoffeinträge (extern/intern)
• Atmosphärischer Eintrag (1)
• Zulauf aus Einzusgebiet über Münstersche Aa (2)
• Direkte Einleitungen in den Aasee (3)
• Rücklösung aus dem Sediment (4)
• (Grundwasser)
• Alle Verursacher (Einzugsgebiet/direkt)
• Punktquellen
• Kläranlagen
• Niederschlagswassereinleitungen im Einzugsgebiet
• Niederschlagswassereinleitungen direkt in den 
Aasee
• Diffuse Quellen
• Atmosphärischer Eintrag
• Differenziert nach Flächennutzungen im 
Einzugsgebiet
1
2
3
3
4
• Phosphorfällung im Zulauf zum Aasee zur 
Begrenzung der P-Fracht auf Schwellenwerte (ca. 
70 µgl-1 im Aasee)
• Die Phosphorfällung mit Eisen(III) Chlorid als 
Fällmittel ist aber auch kritisch, da nicht Fe(III)PO4 
nicht Redox-stabil

Bestimmung der Sedimentmächtigkeit
Sediment-Profiler
 Mächtigkeit Schlammauflage
Skala 0,25 < x < 0,75 m FiW, 2020FiW, 2020

Bestimmung der Nährstoffrücklösung
Probenahme und Inkubation im Labor
FiW, 2020
FiW, 2020
P-Rücklösungaerob ≈ 2 mg P/m2*Tag 
P-Rücklösunganaerob ≈ 34 mg P/m2*Tag

Modellierung der Nährstofflüsse
Schematische Darstellung der modellierten 
Nährstoffflüsse im Seenmodell StoLaM
Fraßbeziehungen: graue Pfeile
Stoffflüsse: schwarze Pfeile
FiW, 2020
1,7 7,9
9,95,5
2,4
Nährstoffbilanz des Standardlaufs für die 
Vegetationsperiode 2018

Schlußfolgerungen Sedimentmanagement
Grobbilanz für den Gel.-Phosphor im Aasee
Im Zeitraum 2011 – 2015 wurden Ø 3.500 kg 
PO4-P/Jahr mit FeCl3 gefällt → dauerhaft ?
• Ein nennenswerter Anteil des gefällten P wird 
im See wieder zurück gelöst
(10 – 40 % in „Normaljahren“)
• wesentliche Nährstoffbelastung im See 
stammt in der Vegetationsperiode aus dem 
Sediment (extrem hoch bei Sauerstoffmangel)
• eine Entfernung des Sediments würde die 
Situation nur temporär verbessen, da sich 
sehr schnell neues Sediment mit ent-
sprechender Nährstoffbelastung ablagern 
würde
• Weitere Minimierung der Nährstoffeinträge
aus dem Einzugsgebiet geboten
• Testweise Einstellung der P-Fällung im Zulauf
≈ 4 kg P Jahr-1
≈  300 - 1500
kg P Jahr-1
Aus 
übertragbaren 
Literatur-
werten
Aus 
Meßwerten
≈ 80 – 250
kg P Jahr-1
Münstersche
Aa
(2011 – 2015)
Aus übertragbaren 
Literaturwerten und 
Flächendaten

Ausblick kurz-, mittel- und langfristige Entwicklung
• Hitzewellen, Trockenheitsperioden, 
anhaltende Hochdruckwetterlagen 
weiterhin zu erwarten
• Aasee wird immer ein eutrophes 
Gewässer bleiben
• Mit dem Maßnahmenpaket kann die 
Resilienz des Aasee erheblich gesteigert 
und Ereignisse, wie das Fischsterben 
2018, können vermieden werden  
• Aber: Entwicklung hin zu einem 
Gewässer mit größerer Sichttiefe zu 
erwarten, in dessen Folge sich sehr viel 
mehr Unterwasserpflanzen entwickeln 
werden

Gutachten Resilienzstrategie Aasee
Massives Fischsterben (20 t); verendete Wasservögel Notmaßnahmen Feuerwehr, Entsorgung der Kadaver08./09.08.2018
Kurzstellungnahme Ersteinschätzung, Lösungsansätze (Prof. Dr. Borchardt)07.09.2018
2. Runder Tisch Aasee Ursachenanalyse, Lösungsschritte (Prof. Dr. Borchardt)10.12.2019
1. Runder Tisch Aasee Fischsterben wird „extern“ aufgearbeitet30.08.2018
Kurz-, mittel-, und langfristige Maßnahmen;
Gutachten zu Spezialfragen (Prof. Dr. Borchardt)3. Runder Tisch Aasee13.05.2019
Beschaffung von 12 mobilen Belüftern (Linn)
3 neue Stromanschlüsse am AaseeKurzfristmaßnahmen wg. 2. Hitzesommer12.06.2019
Vorstellung und Diskussion aller Ergebnisse4. Runder Tisch Aasee11.03.2020
Bestandsaufnahme und fischereilicher Hegeplan (FBU)Fischereiliche Untersuchungen12.07.2019
12.07.2019 Studie Sedimente, Rücklösung, Gütesimulation (FiW)Externe Gewässeruntersuchungen
Fortlaufendes Monitoring Aasee Stadt Münster
November 2019 Studie Fe-III Behandlung (Dr. Schülting)Externe Gewässeruntersuchungen
November 2019 Besatz mit ca. 1000 Zandern (2-sömmrig; 15 – 25 cm)Kurzfristmaßnahme Fischbesatz

Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
 
 
 
im Auftrag der Stadt Münster 
 
 
 
Büro Arnsberg 
Hansastraße 3 
D-59821 Arnsberg 
Telefon: 02931-551 170 
Fax: 02931-551 162 
 
März 2020

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
2 
 
 
Inhaltsverzeichnis          Seite 
 
Tabellenverzeichnis            3 
Abbildungsverzeichnis         ..3 
 
1. Anlass und Auftrag           5 
1.1 Adresse des Auftraggebers         5 
1.2 Anlass und Auftrag          5 
1.3 Unterlagen und Informationen        6 
1.4 verwendete Quellen und Literatur        7 
 
2. Kurzbeschreibung des Aasees       10 
 
3. Fischereiliche Nutzung und Bewirtschaftung des Aasees   14 
 3.1 Fischfang         14 
 3.2 Fischbesatz         15 
 
4. Fischfauna des Aasees        16 
 4.1 Material und Methoden       16 
 4.2 Befischungsergebnisse       20 
 4.3 Betrachtung der einzelnen Fischarten     24 
 4.4 Ist-Zustand des Fischbestandes      37 
 4.5 Bewertung der Bestandsdichte      38 
 
5. Fischereiliche Bewirtschaftungsziele für den Aasee    42 
 5.1 Lebensraumverbesserung       44 
 5.2 Besatz und Hege geeigneter Raubfischarten    46 
 5.3 Monitoring Fischbestand       48 
 5.4 Monitoring Zooplankton       49 
 5.5 Bedarfsorientierter Fang und Entnahme von Friedfischen   51 
 5.6 Angepasste, angelfischereiliche Bewirtschaftung    55 
 
6. Fischbesatz          56 
 
7. Zusammenfassung         58

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
3 
 
 
Tabellenverzeichnis          Seite 
 
Tabelle   1: Fänge der Angler 2016 - 2018       15 
Tabelle   2: Fischbesatz in den Jahren 2005 – 2019     16 
Tabelle   3: Ergebnisübersicht Elektrobefischung      20 
Tabelle   4: Ergebnisübersicht Netz- und Reusenfänge     21 
Tabelle   5: Ergebnisübersicht Gesamtfang       23 
Tabelle   6: Raubfisch- / Friedfischverhältnis      24 
Tabelle   7: Anzahl Individuen je Art und Altersklasse     36 
Tabelle   8: Längenwachstum der Arten je Altersklasse     36 
Tabelle   9: Altersklassen und Korpulenzfaktoren Gesamtfang    37 
Tabelle 10: CPUE Aasee 2019        39 
Tabelle 11: Fischbesatzplan Aasee 2020 – 2022      57 
Tabelle 12: Fischbesatzkosten Aasee 2020 – 2022      57 
Tabelle 13: Übersicht Bewirtschaftungsmaßnahmen Aasee    59 
 
 
Abbildungsverzeichnis 
 
Abbildung   1: Freizeitkarte des Aasees       12 
Abbildung   2: Luftbild des Aasees mit Tiefenangaben     12 
Abbildung   3: Übersichtsplan mit Einleitungsstellen in den Aasee 13 
Abbildung   4: Positionen der Elektrobefischung 18 
Abbildung   6: Netzpositionen im Aasee  19 
Abbildung   7: Reusenpositionen im Aasee  20 
Abbildung   8: Dominanzanteile der einzelnen Arten am Gesamtfang    23 
Abbildung   9: Altersstruktur Rotauge  25 
Abbildung 10: Entwicklung Korpulenz Rotauge  25 
Abbildung 11: Altersstruktur Güster  26 
Abbildung 12: Entwicklung Korpulenz Güster  27 
Abbildung 13: Altersstruktur Flussbarsch  28 
Abbildung 14: Entwicklung Korpulenz Flussbarsch 28 
Abbildung 15: Altersstruktur Ukelei  29 
Abbildung 16: Entwicklung Korpulenz Ukelei  30 
Abbildung 17: Altersstruktur Brasse  31

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
4 
 
 
Abbildungsverzeichnis  Seite 
 
Abbildung 18: Entwicklung Korpulenz Brasse  31 
Abbildung 19: Altersstruktur Hecht  32 
Abbildung 20: Entwicklung Korpulenz Hecht  33 
Abbildung 21: Altersstruktur Aal  34 
Abbildung 22: Entwicklung Korpulenz Aal  34 
Abbildung 23: Lebensgemeinschaft Freiwasser 43 
Abbildung 24: Schilfanpflanzung mit vorgelagerten Kokoswalzen  44 
Abbildung 25: Anpflanzung mit Verbissschutz  45 
Abbildung 26: Zander-Laichnest  45 
Abbildung 27: Schema Biomanipulation  47 
Abbildung 28: Profilerboje auf dem Möhnesee  50 
Abbildung 29: Kastenreuse  51 
Abbildung 30: Trappnetz – Zeichnung  52 
Abbildung 31: fängisch gestellte Großreuse mit Signalbojen 52 
Abbildung 32: Zugnetzfischerei mit Trommelwinden 53 
Abbildung 33: Kartenausschnitt Aasee mit Fanggebiet Reusenfischerei 53

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
5 
 
 
1. Anlass und Auftrag 
 
1.1 Adresse des Auftraggebers 
Stadt Münster 
Amt für Mobilität und Tiefbau 
Albersloher Weg 33 
48155 Münster 
 
 
1.2 Anlass und Auftrag 
lm August 2018 kam es nach lang andauernder heißer und trockener Wetterlage im Aasee in 
Münster zu einer Massenentwicklung von Cyanobakterien und einem umfänglichen 
Fischsterben in Folge von Sauerstoffmangel. Daraufhin wurde Herr Prof. Borchardt vom 
Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung in Magdeburg mit der Erstellung eines Gutachtens 
und eines Maßnahmenkonzeptes zur chemischen und biologischen Stabilisierung des 
Aasees beauftragt. In diesem Zusammenhang sind auch der Fischbestand des Aasees und 
seine Bewirtschaftung von Bedeutung. Daher beauftragt die Stadt Münster die Ruhr- 
Wasserwirtschafts-Gesellschaft mbH, hier vertreten durch den von der 
Landwirtschaftskammer NRW öffentlich bestellten und vereidigten Sachverständigen für 
Fischerei und Gewässerökologie, Herrn Markus Kühlmann am 15. Juli 2019 mit der 
Untersuchung des Fischbestandes des Aasees und der Erstellung eines fischereilichen 
Hegeplans analog der Maßgaben des Landesfischereigesetzes NRW. 
 
Inhalt des Hegeplans sind Empfehlungen zur fischereilichen Bewirtschaftung des Aasees, zu 
Hegemaßnahmen und künftigen Monitorings sowie Empfehlungen zu strukturellen 
Verbesserungen an den Ufern des Sees. Des Weiteren werden Empfehlungen für den 
künftigen Fischbesatz erarbeitet und ein Fischbesatzplan inklusive Kostenkalkulation erstellt.

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
6 
 
 
1.3 Unterlagen und Informationen 
Vom Auftraggeber, vom Verein für Fischerei & Gewässerschutz „Frühauf“ Münster e.V. sowie 
vom Landesfischereiverband Westfalen und Lippe e.V. wurden dem Unterzeichner folgende 
Unterlagen und Informationen zur Verfügung gestellt 
 
• Berichte zur Eisen- III – Chlorid Behandlung der Aa und des Aasees 2016 – 2018 
• Sedimentanalysen des Aasees aus den Jahren 2016 und 2017 
• Übersichten zu den Phosphatgehalten des Aasees der Jahre 2002 – 2019 
• Messdaten zu den Blaualgenkonzentrationen im Aasee aus den Jahre 2018 und 2019 
• Limnologische Messdaten des Aasees aus dem Jahr 2019 
• Bericht zur Ursachenanalyse im Rahmen der wissenschaftl. Begleitung bei der 
Sanierung des Aasees, 2018 
• Präsentation zu Maßnahmen im Rahmen der Sanierung des Aasees, 2019 
• Präsentation zur Entwicklung und Nutzung des Aasees, 2018 
• Sachstandbericht zum Aasee, 2019 
• Sachstandsbericht zum Sanierungskonzept des Aasees, 2019 
• Übersichtsplan zu Einleitungsstellen im Einzugsgebiet des Aasees, 2018 
• Gewässerkarte des Aasees mit Angaben zu Wassertiefen, 2015 
• Lageplan und Fotos zu den baulichen Ruderregatta-Anlagen im Aasee 
• Fischereibiologisches Gutachten zum Aasee, 2004 
• Ergebnisbericht der Fischbestandsuntersuchung des Aasees, 2018 
• Informationen zu Fischbesatzmaßnahmen in den Jahren 2005 – 2019 
• Informationen zur fischereilichen Hege des Aasees 
• Informationen zur Ausübung der Angelfischerei am Aasee 
 
 
Zusätzlich beschaffte / erstellte der Sachverständige folgende Unterlagen und Informationen: 
• Auswertung der Befischungsergebnisse mit Hilfe des Fischerei -Informations-Systems 
FIS 
• Preisspiegel zu den im Besatzplan empfohlenen Fischarten

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
7 
 
 
1.4 Verwendete Quellen und Literatur 
Folgende Quellen wurden bei der Erstellung des Gutachtens herangezogen: 
 
• ARBEITSGEMEINSCHAFT TRINKWASSERTALSPERREN (ATT) e.V. (2000):  
Fischerei und fischereiliches Management an Trinkwassertalsperren, ATT Technische  
Informationen Nr. 11, Siegburg 
• ARBEITSGEMEINSCHAFT TRINKWASSERTALSPERREN (ATT) e.V. (2008): 
Bewertung von Zooplankton im Hinblick auf dessen Wirkung auf die Biofiltration in 
Trinkwassertalsperren, ATT-Schriftreihe Band 8, Siegburg 
• ARNDT G.M. et al (2015): Ermittlung der fischereilichen Ertrag sfähigkeit wirtschaftlich 
relevanter Binnengewässer für die Erarbeitung  von fischereilichen 
Bewirtschaftungskonzepten mit dem Schwe rpunkt Coregonenbewirtschaftung, 
Abschlussbericht, Landesforschungsanstalt für Landwirtschaft und Fischerei, Rostock 
• BARTHELMES (1981): Hydrobiologische  Grundlagen der Binnenfischerei,  Fischer 
Verlag Stuttgart 
• BAER J. et al. (2007): Gute fachliche Praxis fischereilicher Besatzmaßnahmen, VDFF 
Heft 14 
• BAUCH G. (1955): Norddeutsche fischereiliche Seentypen, Archiv für Hydrobiologie 
• BAUR (1987): Gewässergüte bestimmen und beurteilen, Parey Verlag Hamburg 
• BENNDORF J. et al (2002): Top-down control of phytoplankton: the role of time scale, 
lake depth and tropic state, Freshwater Biology (42) 
• BRÄMICK U. und LEMCKE R. (2003) : Regional application of a fish yield estimation 
procedure to lakes in north-east Germany, Limnologica 33 
• DUNKER D. et al (2015): Handbuch Naturnaher Wasserbau, Ökon Vegetationstechnik 
GmbH, Wiesenburg 
• ERNST S. (2018): Einsatz von Laichhilf en für Zander und Flussbarsch, 
Erfahrungsbericht vom Ammersee, LfL Fortbildungsseminar für Fluss- und Seenfischer, 
Starnberg 
• Fischereigesetz des Landes NRW, 1994 
• HOEHN E. (2013): Ökologische Bewertung von natürlichen, künstlichen und erheblich 
veränderten Seen mit der Biokomponente Phytoplankton nach den Anforderungen der 
EU-Wasserrahmenrichtlinie, Abschlussbericht für das LAWA-Projekt-Nr. O 4.10 
• JENS G. (1980): Die Bewertung der Fischgewässer

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Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
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Verwendete Quellen und Literatur 
 
• KNÖSCHE R. & BARTHELMES D. (1998): Anew approach to estimate lake fisheries 
yield from limnological basic parameters and first results, Limnologica 28 
• LFV Westfalen und Lippe e.V. (2017 ): Die Bepfl anzung von Flachwasserzonen , 
Handreichung für Angelvereine, Münster 
• LAWA (1998): Gewässerbewertung – stehende Gewässer, Länderarbeitsgemeinschaft 
Wasser 
• LEWIN W.C. et al. (2010): Die „Gute fachliche Praxis“ in der Binnenfischerei, Bundesamt 
für Naturschutz, Bonn 
• MATTERN J. (1999): Fischereifachkunde für Seen, Flüsse und küstennahe Gewässer, 
Parey Verlag, Berlin 
• MEHNER T. et al (2004): How to link biomanipulation and sustainable fisheries manage- 
ment: a step -by-step guideline for lakes of the European temperate  zone, Fisheries 
Management and Ecology (11) 
• MUNLV (2003): Leitlinie zum Fischbesatz in Nordrhein-Westfalen, Düsseldorf 
• MÜLLER H. (1963): Richtlinien für die Klassifizierung fischereiwirtschaftlich genutzter 
Seen Norddeutschlands 
• RIEDMÜLER U. et al (2013): Steckbriefe der deutschen See ntypen, Begleittext u nd 
Steckbriefe, Umwelt Bundesamt, Dessau 
• Ruhrverband (2020): aktuelle Befischungsdaten der Möhne- und Biggetalsperre 
• RWG (2019): Fischbestandsuntersuchung Innerstetalsperre, Ergebnisbericht im Auftrag 
der Harzwasserwerke GmbH, Ruhr-Wasserwirtschafts-Gesellschaft mbH, Arnsberg 
• RWG (2019): Fischbestandsuntersuchung PHOENIX See, Ergebnisbericht im Auftrag 
der Emscher Genossenschaft, Ruhr-Wasserwirtschafts-Gesellschaft mbH, Arnsberg 
• RWG (2019): Fischbestandsuntersuchung Aasee, Ergebnisbericht im Auftrag der Stadt 
Münster, Ruhr-Wasserwirtschafts-Gesellschaft mbH, Arnsberg 
• SCHMIDT G. (1982): Längen -Gewichtsbeziehungen bei heimischen Nutzfischarten, 
Veröffentlichung der Landesanstalt für Fischerei, Kirchhundem-Albaum 
• SPÄH H. (2004): Fischereibiologisches Gutacht en Aasee - Münster, Gutachten im 
Auftrag der Stadt Münster 
• SURHOLT B. u. SCHÜLTING A. (2008): Entphosphatung der Aa zur Unterdrückung des 
Cyanobakterien-Wachstums im Aasee, Bericht zum Freilandversuch 2008

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Verwendete Quellen und Literatur 
 
• WILLMITZER H. (1996): Restaurierung von Trinkwasserta lsperren durch 
Biomanipulation, Wasser & Abwasser Praxis, 2/96, Gütersloh 
• www.aaseepark.de 
• www.elwasweb.nrw.de 
• www.fischinfo.naturschutzinformationen.nrw.de 
• www.lubw.baden-wuerttemberg.de: Abbildung 23, Lebensgemeinschaft Freiwasser 
• www.stadt-muenster.de: Titelbild 
• www.wikipedia.de

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2. Kurzbeschreibung des Aasees 
Der Aasee liegt im Südwesten in Nähe des Stadtzentrums Münster. Der künstliche See wurde 
1934 fertiggestellt und von 1972 bis 1976  nochmals um den „Neuen Aasee“ erweitert. Der 
Aasee dient als Hochwasserrückhaltebecken im Dauerstau und zudem als Wasserreservoir 
für die Spülung der Stadtgewässer. Darüber hinaus ist der Aasee ein beliebtes Ausflugs- und 
Erholungsziel innerhalb der Stadt  Münster. Neben zahlreichen Freiz eit- und 
Bildungsangeboten rund um den See, findet auf dem Gewässer Ruder- und Segelsport statt. 
Ein Personenschiff sowie ein Tret- und Ruderbootverleih runden das Angebot der Seenutzung 
ab. Vor rd. 8 Jahren wurde die Münstersche Aa im Mündungsbereich des Sees renaturiert und 
dabei auf einer rd. 8 Hektar großen Fläche eine naturnahe Fluss - und Auenlandschaft 
geschaffen (Abb.1). Die Münsterschen Aa ist ein sandgeprägter Tieflandbach, der nach der 
nordrhein-westfälischen Fischgewässertypologie dem FiGT 06, unterer Forellentyp Tiefland  
zugeordnet ist. Leitfischarten sind hier analog der Referenz Koppe, Schmerle, Dreistachliger 
Stichling, Gründling, Bachforelle und Steinbeißer. Zu den typspezifischen Begleitarten zählen 
u.a. Aal, Hasel, Döbel und Rotauge. 
 
Der Aasee wird im Hauptschluss von der Münsterschen Aa gespeist und hat eine Fläche von 
rd. 40 Hektar. Seine maximale Tiefe liegt bei 2 m und die mittlere Tiefe beträgt rd. 1,5 m (Abb. 
2). Das Einzugsgebiet der Aa ist stark landwirtschaftlich geprägt. Über den mittleren, jährlichen 
Abfluss von rd. 1,73 m³/s gelangen so zahlreiche Nährstoffe und Feinsedimente in den Aasee. 
Bei einem Wasservolumen von  rd. 740.000 m³ beträgt die jährliche, mittlere Aufenthaltszeit 
des Wassers im See durchschnittlich 5 Tagen.  
Entsprechend der Niederschlagsverhältnisse und der damit verbundenen Abflussdynamik der 
Münsterschen Aa unterliegt diese Verweilzeit aber großen saisonalen Schwankungen. Zudem 
gibt es diverse Einleitungsstellen von Regenwasser aus der Umgebung in den See (Abb. 3). 
 
Seit den 1990er Jahren traten in immer stärkerem Maße Wasserqualität sprobleme auf. Im 
Jahr 2000 wurden erstmals Cyanobakterien (Blaualgen) im Aasee nachgewiesen, seit 2004 
mit hohe r Dominanz in der gesamten Vege tationsperiode. Im Aas ee werden daher 
kontinuierliche Sondenmessungen zur Erfassung der Chlorophyllgehalte durchgeführt. 
 
Seit dem Jahr 2005 wird von jeweils April bis Oktober eine Phosphatfällungsanlage mit  
Eisen-III-Chlorid als Fällmittel im Zulauf des Aasees betrieben, um die vermeintlich prioritäre 
Ursache der zu hohen Phosphorgehalte als Auslöser für die Eutrophierung und das Auftreten

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der Cyanobakterien zu be kämpfen. Es muss aber darauf hingewiesen we rden, dass es sich 
bei dieser Art der Phosphor-Eliminierung mit Eisensalzen um eine Umwandlung der gelösten 
in feste  Phosphorverbindungen handelt, die sich am Gewässergru nd ablagern und im 
anaeroben Zustand in Rücklösung gehen und dann dem Phytoplankton wieder als Nährstoffe 
zur Verfügung stehen. 
 
Aufgrund des hohen Nährstoffeintrags insbesondere von Phosphor ist der Aasee ein hoch 
eutrophes und damit sehr produktives Gewässer. So betrug der Gesamtphosphor-Gehalt (TP) 
des Seewassers im Jahr 2019 durchschnittlich 0,254 mg/l. Zum Vergleich lag der TP -Gehalt 
im mesotrophen M öhnesee im Sommer  2019 durchschnittlich bei 0,018  mg/l. Aufgrund der 
geringen Abflüsse in der Münsterschen Aa fand im Jahr 2019 so gut wie keine Phosphor -
Fällung statt. Mit durchgeführter Phosphat -Fällung lag der Gesamtphosphor -Gehalt in den 
Jahren davor durchschnittlich bei 0,165 mg/l. 
 
Der Aasee ist Phytoplankton-dominiert, wobei seit Anfang des Jahrtausends Cyanobakterien, 
sowohl Microcystis- als auch Aphanizomenon -Arten immer häufiger auftreten. Anders als 
einzelligen Grünalgen können Cyanobakterien bis zu mehreren Millimeter große Kolonien oder 
Fadenbündel bilden, die vom Zooplankton wegen ihrer Größe nicht filtrierbar und damit auch 
nicht nutzbar sind. Da es in europäischen Gewässern neben dem Zooplankton 
natürlicherweise keine anderen Konsumenten wie z.B. Fische gibt, die Phytoplankton fressen, 
ist die so produzierte Biomasse daher nach dem Ab sterben nur dem bakteriellen Abbau 
zugänglich, wodurch ein hoher Sauerstoffverbrauch stattfindet. Hohe Wassertemperaturen 
und Sonneneinstrahlung fördern die Entwicklung der Cyanobakterien. 
 
Anders als in tieferen Seen findet im durchweg sehr flachen Aasee keine stabile 
Temperaturschichtung in der Wassersäule statt.  Die Nährstoffe befinden sich d aher immer 
verfügbar in allen Wasserschichten, wodurch in der Vegetationsperiode das Algenwachstum 
mit einhergehender Sauerstoffzehrung begünstigt wird. 
 
Daher führte im Sommer 2018 das langanhaltende Hochdruckgebiet über Deutschland mit 
ausgeprägter Trockenheit und hohen Temperaturen in der Nacht vom 08. auf den 09. August 
zu einem umfänglichen Fischsterben aufgrund von Sauerstoffmangel im See. Neben etwa 20 
to Fisch verendeten auch zahlreiche Wasservögel durch  die Toxine  der Cyanobakterien, 
welche sie primär beim Säubern ihrer Gefieder aufnahmen.

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Abbildung 1: Freizeitkarte des Aasees (Quelle: aaseepark.de) 
 
 
 
Abbildung 2: Luftbild des Aasees mit Tiefenangaben (Quelle: Stadt Münster)

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Abbildung 3: Übersichtsplan mit Einleitungsstellen in den Aasee (Quelle: Stadt Münster) 
 
Der Aasee ist ein von der Münsterschen Aa direkt durchflossenes Stillgewässer. 
Idealerweise sollte sich die fischereiliche Hege an einem natürlichen Leitbild orientieren.  
Da es sich bei dem Aasee aber um ein künstliches Gewässer handelt ist diese Zuordnung nur 
annähernd möglich. Dennoch ordnet der Verfasser den Aasee am ehesten dem Seentyp 12 
Flusssee im Tiefland analog der Steckbriefe der deutschen Seentypen zu. Die Fischfauna 
dieses Seentyps ist durch hohe Aufkommen an Barsch und Kaulbarsch, Blei, Güster und 
Plötze charakterisiert. Kennzeichnende Stillgewässer-Raubfischarten sind Hecht, Zander und 
große Barsche. Durch die direkte Anbindung an Fließgewässer können rheophile Fischarten 
wie Gründling, Stint, Rapfen, Aland, Hasel oder Döbel häufiger auftreten. Das Arteninventar 
von Flussseen ist hoch, die Artenhäufigkeiten sind durch Laichwanderungen saisonal variabel. 
Fischereibiologisch wird der Aasee dem Seentyp Zandersee zugeordnet. Der Zandersee ist 
flach, trüb, mit schlammigem Gewässergrund und in den Sommermonaten ab 5 m Wassertiefe 
sauerstofffrei. Hauptfischarten sind hier Zander, Brasse, Güster, Rotauge und Ukelei. 
Bei geringerer Trophie und damit einhergehender höheren Sichttiefe wäre der Aasee reich an 
Makrophythen und würde dann dem  fischereilichen Seentyp Hecht -Schlei-See mit den 
Hauptfischarten Hecht, Schleie, Rotfeder, Kara usche, Güster, Rotauge und Flussbarsch 
zugeordnet.

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3. Fischereiliche Nutzung und Bewirtschaftung des Aasees 
Seit dem Jahr 1952 wird der Aasee vom Verein für Fischerei und Gewässerschutz „Frühauf“ 
Münster 1922 e.V. bzw. dessem Vorgängerverein, dem damaligen Fischereiverein Stadt- und 
Landkreis Münster fischereilich genutzt und bewirtschaftet. Seit dem Jahr 1967 verpachtet die 
Stadt Münster das Fischereirecht am Aasee an den VFG Frühauf Münster. Mit dem Recht auf 
Nutzung des Fischbestandes ist nach dem nordrhein-westfälischen Fischereigesetz auch die 
Pflicht zur Hege eines dem Gewässer angepassten Fischbestandes verbunden. 
Bei dem VFG Frühauf Münster  e.V. handelt es sich um einen großen Verein, der mehrere 
Gewässer bewirtschaftet. Alle aktiven 1.192 Vereinsmitglieder erhalten einen Erlaubnisschein 
für alle Vereinsgewässer, so auch für den Aasee. Bedingt durch die hohe Freizeitaktivität am 
Aasee fischen die Mitglieder dort insbesondere in den Sommermonaten wenig bzw. meist nur 
in den Abend - und Nachstunden. Im Frühjahr und Herbst wir der Aasee von den Anglern 
intensiver genutzt. 
Die Fischereiausübung ist am Aasee mit jeweils zwei Handangeln vom Ufer aus erlaubt. 
Es gelten die gesetzlichen Schonzeiten und Mindestmaße. Bei den Arten Hecht, Zander und 
Karpfen wurden die Mindestmaße seitens des Vereins noch etwas erhöht. Im Aasee müssen 
gefangenen Weißfische entnommen werden. Zum Schutz des Raubfischbestandes darf im 
Jahr 2020 nicht auf Raubfische wie Hecht und Zander gefischt werden. 
 
 
3.1 Fischfang 
Wie die Fangstatistik des Vereins zeigt, wurden in den vergangenen Jahren jeweils rd. 3.000 
– 4.000 kg Fisch im Aasee gefangen, was einem jährlichen Hektar -Ertrag von 75 – 100 kg 
entspricht. Der deutlich geringe re Fang im Jahr 2018 hat seine Ursache im Fischsterben 
Anfang August 2018 (Tab.1). Die am häufigsten gefangenen Fischarten waren Rotauge und 
Brasse. Neben diesen Friedfischen hat auch der Karpfen einen maßgeblichen Anteil an den 
Fängen. Bei den Raubfischen war der Zander die am häufigsten gefangenen Art, aber auch 
Flussbarsche und Hechte wurden zahlreich erbeutet.  Auffällig ist neben einem allgemeinen 
Fangrückgang im Jahr 2017 auch die Verringerung der Stückgewichte. Außer bei Zander und 
Karpfen waren die gefangenen Fische deutlich leichter als im Jahr 2016. 
Die genauen Gründe für diese Verringerungen können an dieser Stelle nicht genannt werden. 
Zu vermuten ist, dass die Befischungsintensität in den Jahren nicht die gleiche war.

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Die Verringerung der Stückgewichte einzelner Arten, insbesondere bei den Friedfischen kann 
aber auch an einer zu hohen Fischdichte im Verhältnis zum Nahrungsangebot liegen, wodurch 
Verbuttungs-Erscheinungen auftraten.  
Aber auch eine hohe Befischungsintensität im Jahr 2016 und davor kann eventuell zu einer 
Verjüngung des Fischbestandes und damit zu geringeren Durchschnittsgewichten der Fänge 
geführt haben.  
 
Tabelle 1: Fänge der Angler 2016 - 2018 
 
 
 
3.2 Fischbesatz 
Der VFG Frühauf Münster tätigt im Aasee fast jährlich Fischbesatz mit juvenilen Hechten und  
Zandern. Die Besatzmengen und Fischgrößen schwankten dabei von Jahr zu Jahr. So wurden 
in den zurückliegenden Jahren jeweils 1.000 Zander und 325 – 500 Hechte ausgesetzt. 
Durchschnittlich waren das p.a. rd. 10 Hechte und 25 Zander je Hektar Wasserfläche. Im Jahr 
2016 erfolgte kein Raubfischbesatz und im Jahr 2017 wurden nur Hechte ausgesetzt. Darüber 
hinaus wurden jährlich 10 kg vorgestreckte Aale, sogenannte Farmaale eingesetzt, was etwa 
einer Stückzahl von rd. 1.400 juvenilen Aalen entspricht. Darüber hinaus wurde der Aasee bis 
zum Jahr 2016 auch mit zweisömmrigen Karpfen (rd. 12 Ind./ha) und Schleien (rd. 6 Ind./ha) 
besetzt. In den Jahren 2016 und 2018 erfolgte kein Fischbesatz (Tab. 2). 
 
 
 
Jahr
Fischart Stück kg    n  kg Stück kg   n  kg Stück kg    n  kg
Aal 313 222,2 0,7 184 78,1 0,4 15 8,8 0,6
Brasse 1.789 1.229,8 0,7 1.343 587,9 0,4 236 171,7 0,7
Flussbarsch 611 256,1 0,4 516 120,1 0,2 63 54,3 0,9
Hecht 182 523,2 2,9 116 303,2 2,6 28 80,2 2,9
Karpfen 182 478,2 2,6 141 523,9 3,7 39 41,6 1,1
Rotauge 4.725 872,6 0,2 4.190 523,9 0,1 861 103,9 0,1
Schleie 15 17,6 1,2 52 52,7 1,0 1 1,8 1,8
Zander 324 729,5 2,3 264 669,9 2,5 34 89,8 2,6
gesamt 8.141 4.329,1 6.806 2.859,7 1.277 552,1
2016 2017 2018

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Tabelle 2: Fischbesatz in den Jahren 2005 - 2019 
 
 
 
4. Fischfauna des Aasees 
4.1 Material und Methoden 
Zur umfänglichen Artenerfassung und Abschätzung der Fischdichte im Aasee wurden in der 
Zeit vom 09. bis 10.10.2019 verschiedene Fangmethoden kombiniert eingesetzt . Mit 
Multimaschenstellnetzen wurden Benthal und Pelagial, mit Reusen das Litoral befischt. Mittels 
Elektrofischerei wurden die Uferzonen des Sees befischt. Die gefangenen Fische aus  Netz- 
und Reusenfang wurde vermessen und gewogen. Die Fänge der Elektrobefischung  wurden 
vermessen und danach wieder freigelassen. Ihre G ewichte wurden mit Hilfe des Fischerei-
Informations-Systems FIS bestimmt. 
 
Bei den mit Multimaschenstellnetzen und Reusen gefangenen Fischen wurden die 
Korpulenzfaktoren berechnet. Diese Längen -Gewichtsbeziehung dient als Maß für den 
Ernährungszustand eines Fisches. Hieraus lassen sich auch Schlüsse auf die 
Bestandsdichten einzelner Fischarten im Verhältnis zum vo rhandenen Nahrungsangebot 
ableiten. Da die Altersbestimmung von Fischen sehr zeitaufwendig ist, wurden von allen 
Fischarten und deren unterschiedlicher Größenklassen aus Stellnetz- und Reusenfang von 
einer repräsentativen Anzahl an Fischen ( ideal 10 Ind. j e Größenklasse) Schuppenproben 
entnommen und ihr Alter durch Auszählen der Wachstumsringe unter dem Binokular ermittelt.  
 
Fischart
Jahr n cm n cm n cm n cm n cm n cm
2005 200 30 - 35 385 20 - 25
2006 500 30 - 35 750 20 - 25
2007 1.000 20 - 26 2.250 10 - 12
2008 1.080 18 - 25 2.200 10 - 12 1.400 15 - 17
2009 1.000 20 - 26 2.000 11 - 14 1.400 15 - 17
2010 500 20 - 25 1.400 15 - 17
2011 1.200 20 - 25 1.400 15 - 17
2012 500 30 - 35 3.000 15 - 20 1.400 15 - 17
2013 325 25 - 30 1.000 20 - 25 1.400 15 - 17 200 20 - 25 250 15 - 19
2014 500 30 - 35 1.000 20 - 25 1.400 15 - 17 300 20 - 25 500 15 - 19
2015 400 30 - 35 1.400 15 - 17 500 25 - 28
2016 500 25 - 28 250 16 - 19
2017 400 30 - 35 1.400 15 - 17
2018
2019 1.000 15 - 25
Karpfen Schleie
kein Besatz
Hecht Zander Zander Aal
keine Daten
keine Daten

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Insgesamt wurden an den Schuppenproben von 132 Fischen die Altersbestimmung 
durchgeführt.  
Aus der Altersstruktur dieser Unterprobe wurde die Altersstruktur des Gesamtfanges 
bestimmt, indem die in der Unterprobe gefundene Beziehung zwischen Alter und Fischlänge 
mit Hilfe des Fischerei -Informationssystems FIS auf den Gesamtfang je Art hochrechnet 
wurde. 
Im fischereilichen Sprachgebrauch  wird das Alter von Fischen in der ersten sommerlichen 
Wachstumsperiode mit 0+ angegeben, in  der zweiten mit 1+ und so weiter. Daher befindet 
sich ein Fisch mit der Altersklassifizierung 0+ im ersten Lebensjahr, ein 1+ Fisch im zweiten 
Lebensjahr und so fort. 
 
Die Vielzahl der eingesetzten Fangmethoden sowie die u mfangreiche Befischung des 
gesamten S ees ermöglichen es, ein repräsentatives Bild von der aktuellen 
Fischartengesellschaft des Aasees und ihrer Populationsstrukturen zu erhalten. 
Die Wassertemperatur, gemesse n an der Oberfläche lag  zum Untersuchungszeitpunkt bei 
12,8°C. Mittels einer Secchi-Scheibe wurde eine Sichttiefe von 0,4 m gemessen. 
 
 
Elektrobefischung  
Die Uferpartien des Aasees wurden am 09. Oktober 2019 mit dem Elektrofischfanggerät EFGI 
4000 (Gleichstrom, 360 V/17  A) unter Verwendung von Anodenkescher sowie zusätzlichem 
nicht elektrischen Kescher und Kupferkathode befischt. Gefischt wurde vom Arbeitsboot aus, 
welches mit ca. 3 bis 4 km/h (Motorantrieb) fuhr. Insgesamt wurden in fünf Transekten rd. 35 
% der Uferlinie des Aasees mit einer Gesamtlänge von rd. 1 km  befischt. Die Positionen der 
jeweiligen Fangabschnitte wurden mi t Hilfe eines Navigationsgerätes  ausgewählt. Somit 
konnten die befischten Wasserflächen ermittelt und die Fangquoten abgeschätzt werden. Die 
Breite der befischten Korridore  betrug ca. 2 bis 4 m, im Mittel 3 m , was einer befischten 
Wasserfläche von rd. 3.000 m² entspricht (Abb. 4). 
Die Wassertiefen in den Befischungsstrecken maßen zwischen 0,5 und 1,5 m. Die Fangquote 
auf der insgesamt ca. 0,30 Hektar umfassenden Befischungsfläche wurde durchschnittlich auf 
70 % geschätzt. Die Schätzung der Fangquote besagt, dass nur ein bestimmter Prozentsatz 
der im Befischungskorridor tatsächlich vorhandenen Fische auch gefangen wird.

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Ausschlaggebend hierfür sind neben Sichttiefe und Gewässerstruktur vor allem die 
Scheuchwirkung des Bootes sowie die differenzierte Wirkung des Stromfeldes auf die 
einzelnen Fischarten und deren Längenklassen. 
 
Die gef angenen Fische wurden nach dem Fang schonend ver messen, gezählt und 
anschließend wieder freigelassen. Die Gewichte der einzelnen Fische sowie ihre Biomasse  
wurden mit Hilfe des Fischerei-Informations-Systems FIS errechnet. 
 
 
Abbildung 4: Positionen der Elektrobefischung (orange Linien) 
 
Netzbefischung 
Die Fischbestandsuntersuchung erfolgte nach dem europäischen Standard DIN EN 14757 mit 
benthischen Multimaschenstellnetzen. 
Am Nachmittag des 09.10.2019 wurden zehn benthische Multimaschennetzen im Aasee 
exponiert und am darauf folgenden Morgen wieder gehoben. Die Netze verblieben für ca. 15 
Stunden im Gewässer. Die speziellen Multimaschennetze besitzen jeweils 12 unterschiedliche 
Maschenweiten, von 5 – 55 mm, mit einem Flächenanteil von jeweils 3,75 m² je Maschenweite 
(Abb. 5 ). Zusätzlich kamen zum Fang großer Fische vier Kiemennetze mit 70 mm 
Maschenweite zum Einsatz. Diese Netze haben eine Länge von je 25  m und eine Höhe von 
3,0 m . Aufgrund einer zum Zeitpunkt der Fischbestandsuntersuchung stattfin denden 
Bootsregatta sowie Fahrgastschifffahrt wurde das nördliche Ufer des Aasees nur im Bereich 
der Torminbrücke mit Stellnetzen und Reusen befischt (Abb. 6).

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19 
 
 
Länge 30 m  
43 
mm 
19,5 
mm 
6,25 
mm 
10 
mm 
55 
mm 
8 
mm 
12,5 
mm 
24 
mm 
15,5 
mm 
5 
mm 
35 
mm 
29 
mm 
Höhe 
1,5 m  
Abbildung 5:  Schema eines Multimaschen-Kiemennetzes nach DIN EN 14757 
 
 
Abbildung 6: Netzpositionen im Aasee 
 
 
Reusenbefischung  
Zum Fang und Nachweis von bodenorientierten Fischen und Krebsen wurden vom 09. auf den 
10. Oktober 2019 drei  Kettenreusen über Nacht aufgestellt.  Jede R euse besteht aus vier 
Fangkörben ( Bügeldurchmesser: 50 cm, Maschenweite: 15 mm) welche  durch Leitnetze 
(Maschenweite: 15 mm) miteinander verbunden sind. Die Gesamtlänge einer Reuse beträgt 
12 m. 
Zusätzlich wurden in derselben Nacht fünf Krebskörbe im Aasee positioniert. Diese speziellen 
Krebsreusen (61 cm x 31,5 cm x 25 cm) sind zweikehlig und aus elastischem Kunststoff 
gefertigt. Die Reusen wurden mit toten Rotaugen des Aasees beködert (Abb. 7).

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Abbildung 7: Reusenpositionen im Aasee 
 
4.2 Befischungsergebnisse 
Elektrobefischung 
Bei der Elektrobefischung wurden 146 Individuen aus sieben Fischarten sowie ein 
Kamberkrebs gefangen. Am häufigsten waren Flussbarsche (n = 103/70,55 %), gefolgt von 
Rotaugen (n = 23/15,75 %) und Hasel (n = 13/8,90 %). Die Fischarten Aal, Giebel, Gründling 
und Hecht waren mit geringeren Abundanzen vertreten (Tab. 3). 
Hieraus ergibt sich bei einer befischten Fläche von 0,30 Hektar ein Fangergebnis bzw. eine 
Fischdichte von 486,67 Individuen je Hektar Wasserfläche und eine Fisch-Biomasse von 11,75 
kg/ha. 
 
Tabelle 3: Ergebnisübersicht Elektrobefischung

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Netz- und Reusenbefischung 
Bei der Stellnetz- und Reusenbefischung wurden 2.586 Individuen aus 13 Fischarte n sowie 
14 Kamberkrebse gefangen. Somit ergibt sich ein Fangerge bnis / eine Fischdichte von 3,47  
Individuen pro m² Netzfläche (750 m²). Auffällig war die gleichmäßig, hohe  Fischverteilung 
über die gesamte Netzfläche an allen Fangpositionen im Aasee. 
Die mit Abstand häufigste Fischart bei der Stellnetz- und Reusenbefischung war das Rotauge 
(n = 1.426/57,85 %), gefolgt von Güster (n = 651/25,04 %) und Ukelei (n = 156/6,00 %). Mit 
geringeren Abundanzen wurden Flussbarsch e (n = 127/4,88 %), Hasel (n = 108/4,15 %), 
Brassen (n = 49/1,88 %) sowie Aal, Giebel, Gründling, Hecht, Kaulbarsch, Rotfeder und 
Schuppenkarpfen nachgewiesen (Tab. 4). 
 
Tabelle 4: Ergebnisübersicht Netz- und Reusenfänge

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Gesamtfang 
Durch den kombinierten Einsatz von Elektro-, Stellnetz- und Reusenfischerei wurden im Aasee 
insgesamt 2.731 Individuen aus 13 Fischarten sowie 15 Kamberkrebse gefangen. 
 
• Aal    (Anguilla anguilla) 
• Brasse    (Abramis brama) 
• Flussbarsch   (Perca fluviatilis) 
• Giebel    (Carassius gibelio) 
• Gründling   (Gobio gobio) 
• Güster    (Blicca bjoerkna) 
• Hasel    (Leuciscus leuciscus) 
• Hecht    (Esox lucius) 
• Kaulbarsch   (Gymnocephalus cernua) 
• Rotauge   (Rutilus rutilus) 
• Rotfeder   (Scardinius erythrophthalmus) 
• Schuppenkarpfen  (Cyprinus carpio) 
• Ukelei    (Alburnus alburnus) 
• Kamberkrebs   (Orconectes limosus) 
 
Die häufigsten Fischarten des Aasses waren zum Untersuchungszeitpunkt mit einem Dominanzanteil 
von 41,84 % (n = 1.449) das Rotauge, gefolgt von Güster (n = 651/24,49 %), Brasse (n = 49/13,13 
%) und Flussbarsch (n = 230/5,76 %) (Tab. 5, Abb. 8).

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Tabelle 5: Ergebnisübersicht Gesamtfang 
 
 
 
Abbildung 8: Dominanzanteile der einzelnen Arten am Gesamtfang

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Zählt man neben den  Fischarten Aal und Hecht auch die Flussbarsche ab 15 cm Länge zu 
den Raubfischen, so ergibt sich ein Raubfisch- / Friedfischverhältnis von 12,76 % zu 87,24 % 
gemessen an der Fischbiomasse und 1,86 % zu 98,14  % gemessen an der Abundanz der 
gefangenen Fische. 
Zur besseren Vergleichbarkeit werden die Mittelwerte beider Prozentangaben gebildet. Somit 
ergibt sich ein Raubfisch- / Friedfischverhältnis von 7,31 % zu 92,69 % (Tab. 6). 
 
Tabelle 6: Raubfisch- / Friedfischverhältnis 
 
 
 
4.3 Betrachtung der einzelnen Fischarten 
Nachfolgend werden die Altersstrukturen und das Längenwachstum der häufigsten Fischarten 
des Aasees sowie  die Entwicklung ihrer Korpulenzfaktoren in Abhängigkeit ihres Alters 
dargestellt. 
 
Rotauge 
Zum Untersuchungszeitpunkt bestand die Rotaugenpopulation vor allem aus 0+ und 1+ 
Fischen, also Rotaugen der Jahrgänge 2018 und 2019. Vereinzelt wurden auch Individuen der 
Jahrgänge 2016 (3+) und 2017 (2+) nachgewiesen (Abb. 9).  Das Längenwachstum und die 
Gewichtsentwicklung der Rotaugen kann als gut bezeichnet werden. Bereits im 3. Lebensjahr 
erreichen die Fische Korpulenzfaktoren von durchschnittlich 1,25 was nur geringfügig unter 
dem Mittelwert für adulte Rotaugen von 1,30 liegt (Abb. 10).

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Abbildung 9: Altersstruktur Rotauge 
 
 
 
Abbildung 10: Entwicklung Korpulenz Rotauge

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Güster 
Beim Güster war der Jahrgang 2019 (0+) die häufigste Altersklasse. Die älteren Jahrgänge 
waren hingegen nur mit jeweils wenigen Individuen am Fang vertreten. Auch hier war die 
Altersklasse 3+ der älteste Güster -Jahrgang (Abb. 11). Wachstum und die Korpulenz der 
Güster sind außerordentlich gut. Dass die Fische bereits im 2. Lebensjahr (Jg. 2018 / 1+) den 
Durchschnitts-Wert von K = 1,23 überschreiten ist ungewöhnlich und zeigt die hohe 
Nahrungsverfügbarkeit im Aasee. Die Kondition der Jahrgänge 2017 (2+) und 2016 (3+) 
entsprach dem Durchschnittswert und zeigt ebenfalls die gute Ernährung und Wachstum der 
Fische (Abb. 12). 
 
 
Abbildung 11: Altersstruktur Güster

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Abbildung 12: Entwicklung Korpulenz Güster 
 
 
Flussbarsch 
Auch bei den Flussbarschen dominieren die ganz jungen Individuen des Jahrgangs 2019 (0+). 
Der 1+ Jahrgang (2018) war auffallend gering vertreten und ältere Barsche waren regelrecht 
selten. Der älteste Flussbarsch stammte aus dem Jahr 2015 (4+) (Abb. 13). Das Wachstum 
der Barsche und ihre Kondition sind sehr gut. Bei gut genährten Beständen erreichen die Tiere 
den durchschnittlichen Korpulenzfaktor für gewöhnlich erst im ab dem 4. oder 5. Lebensjahr. 
Die Aaasee-Barsche hingegen wiesen bereits ab dem 3. Lebensjahr (Jg. 2017 / 2+) fast schon 
diesen hohen Wert auf. Die wenigen älteren Barsche (4+) überschritten den Durchschnittswert 
von 1,48 dann deutlich. Auch hier ist die hohe Nahrungsverfügbarkeit Grund für das 
außerordentlich gute Wachstum der Barsche (Abb. 14).

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Abbildung 13: Altersstruktur Flussbarsch 
 
 
 
Abbildung 14: Entwicklung Korpulenz Flussbarsch

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Ukelei 
Von dieser kleinen Cypriniden-Art konnten fast nur juvenile Individuen nachgewiesen werden, 
wobei der Jahrgang 2019 (0+) deutlich dominierte. Aus dem Jahrgängen 2018 (1+) und 2017 
(2+) wurden nur jeweils einzelne Fische nachgewiesen und ältere Ukelei fehlten vollends (Abb. 
15). Bereits im 1. Lebensjahr überschreiten die Ukelei im Aasee den durchschnittlichen K -
Faktor deutlich, was auch hier das überdurchschnittlich gute Wachstum der Fische zeigt (Abb. 
16). 
 
 
Abbildung 15: Altersstruktur Ukelei

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Abbildung 16: Entwicklung Korpulenz Ukelei 
 
 
Brasse 
Die Altersstruktur der Brasse im Aasee sieht hingegen anders aus als bei den bisher 
betrachteten Arten. Hier fehlen die juvenilen Brassen völlig. Die jüngsten, nachgewiesenen 
Individuen stammen aus dem Jahrgang 2016 (3+). Sie waren auch die häufigsten Fische der 
Brassenpopulation. Anders als bei den anderen Arten konnten aber auch ältere Brassen bi s 
zur Altersklasse 10+ (Jg. 2009 ) nachgewiesen werden (Abb. 17). Die Untersuchung der 
Altersstruktur lässt darauf schließen, dass sich im Aasee die Brassen im Jahr 2019 nicht 
reproduziert haben. Die gefangenen Brassen zeigen ein überdurchschnittlich gutes Wachstum 
und hohe Körpergewichte . Bereits die 3+ Individuen erreichten den Korpulenz -Literaturwert 
und überschritten ihn in den Folgejahrgängen deutlich (Abb. 18).

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Abbildung 17: Altersstruktur Brasse 
 
 
 
Abbildung 18: Entwicklung Korpulenz Brasse

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Hecht 
In der kleinen Hechtpopulation des Aasees waren die 0+ Hechte am häufigsten vertreten.  
Es folgten einzelne Hechte des Jahrgangs 2018 (1+). Individuen der Jahrgänge 2017 (2+) bis 
2015 (4+) wurden nicht gefunden. Hingegen wurden noch einzelne adulte Exemplare der 
Jahrgänge 2014 (5+) und 2013 (6+) gefangen (Abb. 19). Die juvenilen Hechte der Jahrgänge 
2019 (0+) und 2018 (1+) hatten eine gute Kondition und ein leicht überdurchschnittliches 
Längenwachstum. Bei den älteren Hechten war das Längenwachstum ebenfalls normal, aber 
die Kondition verschlechtere sich etwas, was auf weniger optimale Lebens - bzw. 
Ernährungsbedingungen für die Art im Aasee schließen lässt (Abb. 20). 
 
 
Abbildung 19: Altersstruktur Hecht

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Abbildung 20: Entwicklung Korpulenz Hecht 
 
 
Aal 
Anders als die übrigen Fi scharten reproduziert sich der A al nicht im Aasee. Der Erhalt des 
Aalbestandes ist v on Besatzmaßnahmen abhängig. Obwohl bis zum Jahr 2017 regelmäßig 
juvenile Aale in den Aasee eingesetzt wurden konnten bei dieser Fischbestandsuntersuchung 
ausschließlich adulte und recht alte Aale aus den Jahrgängen 2007 (12+) bis 2010 (9+)  im 
Aasee nachgewiesen werden (Abb. 21). Die Korpulenzfaktoren aller untersuchten Aale lagen 
leicht untern dem Literaturwert. Das Längenwachstum der Fische ist normal, der 
Ernährungszustand leicht unterdurchschnittlich (Abb. 22).

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Abbildung 21: Altersstruktur Aal 
 
 
 
Abbildung 22: Entwicklung Korpulenz Aal 
 
Von der Fischart Giebel wurden nur 3 Exemplare im Aasee nachgewiesen, wobei ein Fisch 
des Jahrgangs 2019 (0+) entstammte , was eine zumindest geringe Reproduktionsfähigkeit 
des Giebels im Aasee bestätigt. 
Von der Kleinfischart Gründling wurden insgesamt 28 juvenile Individuen gefangen. Die Art 
rekrutiert sich höchstwahrscheinlich aus der Gründlings-Population der Aa.

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Das gleiche gilt auch für die ebenfalls rheophile Kleinfischart Hasel. Auch von ihr wurden nur 
juvenile Exemplare, aber in höherer Anzahl nachgewiesen. Die Reproduktion der Arten Hasel 
und Gründling findet ebenfalls in der Aa statt. 
Von der zweiten Percidenart im Aasee, dem kleinen Kaulbarsch wurden ebenfalls  nur 
Jungfische der Jahrgänge 2019 (0+) u nd 2018 (1+) gefunden. Die Art vermehrt sich  
höchstwahrscheinlich im Aasee. 
Von der, dem Rotauge ähnlichen Cyprinidenart Rotfeder wurde lediglich nur ein juveniles 
Individuum (1+) gefangen.  Vermutlich stammt der Fisch aus einer natürlichen Reproduktion 
im Aasee oder der Aamündung. Der Aasee ist aber kein typischer Lebensraum dieser Fischart, 
die sich, wenn möglich zu einem großen Teil von Wasserpflanzen ernährt und naturgemäß 
klare, Makrophyten-reiche Gewässer besiedelt. 
Neben den beschriebenen Arten wurden auch drei Karpfen gefangen, von denen ein juveniles 
Exemplar aus dem Jahrgang 2018 (1+) stammt (Tab. 7). 
Da die Besatzstatistik des VFG Frühauf Münster keinen Besatz mit solch jungen Karpfen nennt 
ist es höchstwahrscheinlich, dass sich auch die Karpfen im  Aasee reproduzieren können, 
wenn auch nur in geringem Umfang. 
 
Das Längenwachstum aller untersuchten Arten und Individuen ist normal bis 
überdurchschnittlich gut (Tab. 8). Die Ernährungszustände der Arten , die mit Hilfe der 
Korpulenzfaktoren ermittelt und mit Literaturwerten verglichen wurden, sind ebenfalls als 
normal bis deutlich überdurchschnittlich gut zu bewerten (Tab. 9). Hierbei sind aber die 
unterschiedlichen Lebensraum - und Nahrungsansprüche der Arten und den 
Lebensbedingungen im Aasee zu erkennen. Für Hecht und Rotfeder sowie ggf. den Aal ist der 
Aasee aktuell kein idealer Lebensraum. 
 
Auch wenn die Arten in den Vorjahren in den Aasee eingesetzt worden sind, konnten bei dieser 
Fischbestandsuntersuchung keine Schleien und Zander nachgewiesen werden. Bei der 
Elektrobefischung des LFV Westfalen und Lippe e.V. am 13.011.2018 wurden aber einige 
Schleien im Aasee gefangen. Zander konnten aber auch bei dieser Befischung nicht mehr im 
See nachgewiesen werden.

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Tabelle 7: Anzahl Individuen je Art und Altersklasse 
 
 
 
Tabelle 8: Längenwachstum der Arten je Altersklasse

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Tabelle 9: Altersklassen und Korpulenzfaktoren Gesamtfang 
 
 
 
4.4 Ist-Zustand des Fischbestandes 
Zusammengefasst lässt sich sagen, dass im Aasee aktuell 14 Fischarten leben. Hierbei wurde 
die Fischart Schleie mit einbezogen, die bei der Befischung des LFV Westfalen und Lippe e.V: 
im Herbst 2018 nachgewiesen wurde. 
Der momentane Fischbestand des Sees r ekrutiert sich primär aus juvenilen Individuen der 
Jahrgänge 2018 und 2019. Der Großteil adulter Fische hat das Fischsterben im August 2018 
nicht überlebt, dennoch konnten bei der Fischbestandsuntersuchung im Oktober 2019 von 
allen Arten einige adulte Exemplare nachgewiesen werden, die sich im Jahr 2019 auch wieder 
erfolgreich reproduzierten, was dazu führte, dass der See eine erstaunlich hohe Fischdichte 
aufweist. 
Die meisten Fische bzw. Arten weisen ein überdurchschnittlich gutes Wachstum und gute 
Ernährungszustände auf. Dies ist ursächlich im hohen Nährstoffgehalt und damit in der hohen 
Bonität des Aasees begründet, aber auch in der die z.Zt. geringen i ntraspezifischen 
Konkurrenz. Lediglich bei den Aal en, Hechten und Rotfedern ist erkennbar, dass der Aase e 
diesen Arten momentan keinen idealen Lebensraum bietet.

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38 
 
 
4.5 Bewertung der Bestandsdichte 
Methodisch lässt sich mit der im Oktober 2019 durchgeführten Fischbestandsuntersuchung 
keine Biomasse-Berechnung für den Aasee durchführen, da nicht die Anzahl und Länge aller 
Fische des Sees erfasst wurde. Dazu wäre der zusätzliche Einsatz eines Forschungssonars 
zur Erfassung und Vermessung des Fischbestandes notwendig.  Mit der  angewandten 
Befischungsmethode wurde eine repräsenta tive Stichprobe der Fischfauna untersucht, die 
neben den Informationen zur Qualität des Fischbestandes auch eine Einschätzung der 
Fischdichte ermöglicht. 
 
Bei der Elektrobefischung wurde eine Fischdichte von knapp 490 Individuen je Hektar 
Wasserfläche mit einer Biomasse von rund 12 kg / ha ermittelt.  
 
Bei einer Gesamtwasserfläche des Aasees von 40 ha ergibt das eine Fischdichte von rd. 
19.600 Individuen und  eine Biomasse von 480 kg. Hieraus er rechnet sich ein 
durchschnittliches Fischgewicht von rd. 25 g/Individuum. 
Da aber mit der Methode Elektrofischerei in einem Stillgewässer dieser Größe kein 
repräsentatives Gesamtbild des Fischbestandes erstellt werden k ann ist davon auszugehen, 
dass die so ermittelten Werte nicht die tatsächlich im Aasee vorhandene Fischdichte 
widerspiegeln, sondern das dieser tatsächlich deutlich größer ist. 
 
Mit der normierten Multimaschenstellnetz-Befischung und den weiteren Untersuchungen an 
den gefangenen Fischen können sehr genaue Informationen über den Fischbestand, die 
jeweiligen Populationsstrukturen und Ernährungszustände der Fische erzeugt werden. Eine 
seriöse Biomasse-Bestimmung lässt diese Methode allerdings nicht zu, da mit ihr kein Bezug 
zur abgefischten Wasserfläche hergestellt werden kann. Es ist aber möglich sogenannte 
Einheitsfänge zu errechnen. Einheitsfänge (CPUE = catch per unit effort) berechnen sich aus 
dem betriebenen Fanga ufwand und können einen Messwert für die  Entwicklung und 
Individuendichte des gesamten Fischbestandes sowie für die  einzelnen Fischarten geben. 
Grundannahme ist dabei, dass es einen Zusammenhang zwischen aufwandsbezogenem 
Fangergebnis und der Größe des Gesamtbestandes gibt. Anstiege oder Abnahmen des CPUE 
bilden bei gleichbleibender Befischungsmethodik und Intensität einen Indikator für die Zu- oder 
Abnahme des Fischbestandes bzw. einer Art. Der CPUE errechnet sich aus dem Ertrag der 
einzelnen Arten in Anzahl und Biomasse bezogen auf den fischereilichen Aufwand (z.B. 
Netzfläche und Fangdauer).

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39 
 
 
Für den Aasee wird als CPUE die Anzahl der gefangenen Fische je m² Netzfläche je 
Fangnacht gewählt. Diese Werte lassen sich bei Bedarf auch auf Art-Niveau ermitteln und mit 
zukünftigen Befischungsergebnissen vergleichen. Somit werden Veränderungen der 
Fischdichte und die Bestandentwicklung einzelner Arten sichtbar. 
Der aktuelle CPUE beträgt im Aasee 3,45 Ind/m² Netzfläche. Dieser Wert wurde um die Anzahl 
an Kamberkrebsen aus Netzfang bereinigt. Die Einheitsfänge auf Artniveau sind in der 
nachfolgenden Tabelle 10 dargestellt. 
 
Tabelle 10: CPUE Aasee 2019 
 
 
Zum Vergleich werden hier  einige aktuelle CPUE anderer fischreicher Seen und Talsperren 
genannt, die mit gleicher, standardisierter Fangmethode beprobt wurden: 
 
Phoenix See (NRW)  1,98 
Krakower See (MV)  1,57 
Möhnetalsperre (NRW) 1,15 
Innerstetalsperre (NS) 0,88 
Biggetalsperre (NRW) 0,66 
Glambach See (MV)  0,38 
Müritz (MV)   0,36 
Fischart n CPUE 2019
Aal 14 0,02
Brasse 49 0,07
Flussbarsch 127 0,17
Giebel 2 0,00
Gründling 25 0,03
Güster 651 0,87
Hasel 108 0,14
Hecht 5 0,01
Karpfen 3 0,00
Kaulbarsch 19 0,03
Rotauge 1.426 1,90
Rotfeder 1 0,00
Ukelei 156 0,21
Zander 0 0,00
gesamt 2.586 3,45
Netzfläche gesamt 750 m²

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Der Vergleich zeigt, dass der Aasee eine überdurchschnittlich hohe Fischdichte aufweist. 
Allerdings ergeben sich aus dem Netzfang nur geringe durchschnittliche Fischgewichte von 
rd. 60 g/Ind..  Aus dem Gesamtfang Elekt ro und Netz (2.731 Ind. o.  Flusskrebse) errechnen 
sich durchschnittliche Fischgewichte von rd. 59 g/Ind.. 
Das zeigt, dass der Aa see momentan einen sehr großen Fischbestand bzw. eine sehr hohe 
Fischdichte beheimatet, welche insgesamt aber nur eine recht geringe Fischbiomasse erzeugt.  
 
Ursache dafür ist, dass bei dem Fischsterben im August 2018 der Großteil adulter  Fische 
verendete und das der aktuelle Fischbestand sich fast ausschließlich aus juvenilen Individuen 
zusammensetzt. Aufgrund der durchgeführten Fischbestandsuntersuchung u nd Analyse der 
Längen-Häufigkeits-Beziehungen aller Arten, wird davon ausgegangen, d ass rund 90% der 
subadulten und adulten Fische des Aasees im Sommer 2018 verendeten.  Bei diesem 
Fischsterben wurden nachweislich rd. 20.000 kg tote Fische aus dem Aasee geborgen.  
 
Eine Methode die Biomasse-Produktivität und damit den fischereilichen Ertrag des Aasees zu 
ermitteln ist das sogenannte  P-PP-F-Verfahren nach KNÖSCHE & BARTHELMES (1998) 
bzw. BRÄMICK u. LEMCKE (2003). 
Die Fischbiomassen werden in Binnenseen vor allem durch die Gewässermorphologie, 
Zusammensetzung der Fischartengemeinschaft sowie die Nährstoffverhältnisse bestimmt. 
Das Schätzverfahren basiert der Gesamtphosphor -Primärproduktion-Fisch-Beziehung und 
des Anteils der hypolimnischen Gewässerfläche. 
Zur Berechnung des Ertragspotentials sind die Parameter Gewässerfläche, Prozentanteil 
hypolimnischer Fläche und Gesamtphosphorgehalt während der Frühjahrsvollzirkulation 
erforderlich. Das Verfahren schätzt den zu erwartenden Gesamtertrag. Die errechneten Werte 
bilden also einen Schätzwert für die fischereiliche Ertragserwartung. Der so ermittelte Indikator 
bestimmt sich nicht direkt aus dem Fischbestand des Aasees, sondern errechnet sich im 
Wesentlichen aus den trophischen und morphologischen Bedingungen des Gewässers. 
 
Vom Verfasser wurde dieses Verfahren für den Aasee angewandt . Als Basis dienten hierzu 
die jahresbezogenen Mittelwerte des Gesamtphosphor-Gehalts (TP mg/l) im Aasees, welche 
vom Auftraggeber zur Verfügung gestellt wurden. Ideal ist die Berechnung aus den TP-Werten 
zur Frühjahrszirkulation. Da es sich beim Aasee aber um einen ungeschichteten Flachsee 
handelt, wurden die vorhandenen o.g. Daten zur Berechnung genutzt.

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Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
41 
 
 
Aus dem TP-Mittelwert der Jahre 2015 – 2019 (Mittelwert 0,467 mg/l TP) errechnet sich so ein 
fischereilicher Ertrag von rd. 89 kg/ha, aus dem Mittelwert des Jahres 2019 (0,254 mg/l TP) 
ein Ertrag von rd. 83 kg/ha Wasserfläche. 
 
Der VFG Frühauf Münster hat laut Fangstatistik in den Jahren 2016 einen Ertrag von 108,23 
kg/ha und im Jahr 2017 einen Ertrag von 71,49 kg/ha erzielt. Der Gutachter SPÄH (2004) 
schätzte den fischereilichen Ertrag des Aasees auf rd. 60 kg/ha ein. 
 
Aus den, vom Verfasser berechneten Ertragswerten und denen des VFG Frühauf Münste r 
ergibt sich ein Ertragsmittelwert von rd. 88 kg Fisch/ha*a. Bei einer Wasserfläche von 40 ha 
errechnen sich somit ein Fischertrag von rd. 3.500 kg p.a. für den Aasee.  
Geht man davon aus, dass ein nachhaltig zu erzielender, fischereiliche Ertrag nach gut er 
fachlicher Praxis rd. 1/3 des Fischbestandes ausmachen sollte  bzw. kann, so errechnet sich 
hieraus ein Bestand von rd. 10.500 kg Fisch. Diese Ber echnung entspricht sehr genau der 
Bestandsschätzung von SPÄH (2004). Auch wenn diese Rechnung recht theoretisch ist zeigt 
sie, dass trotz sehr intensiver Fang- und Entnahmeaktivität durch den VFG Frühauf Münster 
in den Jahren vor dem Fischsterben nur etwa 15 % des Fischbestandes jährlich aus dem 
Aasee abgeschöpft wurden. 
 
Auch wenn momentan im Aasee eine große Anzahl juveniler Fische lebt, ist die Fischbiomasse 
im See aktuell noch gering und wird vom Verfasser auf 4 – 6 to geschätzt.  
 
Fische wachsen ein Leben lang. In den ersten zwei Lebensjahren vervielfachen sie ihr 
Körpergewicht und mit zunehmendem Alter ve rlangsamen sich Längenwachstum und  
Gewichtszunahme dann zunehmend (vgl. Tab. 8).  Geht man bei einer seriösen Schätzung 
davon aus, dass der momentan überwiegend aus Jungfischen der Altersklassen 0+ und 1+ 
bestehende Fischbestand de s Aasees vom Untersuchungszeitpunkt an sein Gewicht 
innerhalb eines Jahres verdoppelt, so wächst die Fischbiomasse im Aasee bis zum Herbst 
2020 bereits bis auf rd. 10 to an.

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
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5. Fischereiliche Bewirtschaftungsziele für den Aasee 
Ziel dieses Gutachtens ist die Erarbeitung von fischereilichen Bewirtschaftungsmaßnahmen, 
die sich möglichst positiv auf die Wasserqualität des Aasees auswirken und künftige 
Fischsterben vom Ausmaß des Ereignisses im Jahr 2018 verhindern. 
 
Als Endglieder d er aquatischen Nahrungskette haben Artinventar und Fischdichte  einen 
maßgeblichen Einfluss auf die Artzusammensetzung und Dichte des Zooplanktons. Das 
Zooplankton wiederum konsumiert Phytoplankton und beeinflusst dadurch Sichttiefe, 
Sauerstoffgehalt und ph-Wert im See (Abb. 23). 
Durch eine entsprechend angepasst fischereiliche Hege und Bewirtschaftung kann durchaus 
Einfluss auf die Wasserqualität des Aasees genommen werden, allerdings hat dies keinen 
Einfluss auf die Ursachen der trophischen Gewässerbelastung. Dieses fischereiliche 
Management ist eine Daueraufgabe und passt sich in seiner Intensität der Entwicklung des 
Fischbestandes und der hydrobiologischen Situation des Gewässers an. 
Im Falle des Aasees empfiehlt der Verfasser die Etablierung und Hege eines, dem 
Lebensraum A asee angepassten Fischbestandes, wobei die Bewirtscha ftung als 
Zandergewässer erfolgen soll. Dabei findet eine  Top-Down Nahrungsnetz-Steuerung statt. 
Das bedeutet, dass es nicht reichen wird, zur Erhöhung der Prädation möglichst viele 
Raubfische in den Aasee einzusetzen, sondern das zusätzlich auch gezielt  und 
bedarfsorientiert Friedfische entnommen werden müssen. Es wird empfohlen im Aasee eine 
Gesamt-Fischbiomasse von 10 to nicht zu überschreiten, wobei diese mindestens eine  
30 %ige Raubfisch-Biomasse beinhalten soll. Bei einer Steigerung der Raubfischbiomasse auf 
>50 % nimmt die Stabilität dieses System allerdings auch wieder ab. 
 
Zudem wird empfohlen strukturelle Maßnahmen im See durchzuführen, die zu 
Lebensraumverbesserungen und damit zur Verbesserung der Reproduktionsmöglichkeiten 
anspruchsvoller und bedeutender Fischarten führen. 
Des Weiteren ist es erforderlich das Monitoring der Wasserqualität, insbesondere der für die 
Fische bedeutenden Fa ktoren wie Sauerstoffgehalt und Wassertemperatur aber auch das 
Monitoring von Zooplankton- und Fischbestand zu intensivieren.

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
43 
 
 
Abbildung 23: Lebensgemeinschaft Freiwasser (Quelle: LUBW Baden-Württemberg) 
 
 
Nachfolgend werden die empfohlenen Maßnahmen stichwortartig gelistet und im Nachgang 
detaillierter beschrieben: 
 
5.1 Lebensraumverbesserung 
5.2 Besatz und Hege geeigneter Raubfischarten (Top-Down Nahrungsnetz-Steuerung) 
5.3 Monitoring Fischbestand 
5.4 Monitoring Wasserqualität und Zooplankton  
5.5 Bedarfsorientierter, professioneller Fang von Friedfischen 
5.6 Angepasste angelfischereiliche Bewirtschaftung

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
44 
 
 
5.1 Lebensraumverbesserung 
Mit der strukturellen Verbesserung sollen im ansonsten strukturarmen Aasee gezielt  Laich- 
und Jungfischhabitate ge schaffen werden. Im Fokus stehen hier die Fischarten Hecht und 
Zander. Aber auch die meisten anderen Fischarten  des Aasees  profitieren von diesen 
Maßnahmen. 
 
Es wird empfohlen an ausgewählt en Stellen des Nord - und Südufers Anpflanzungen mit 
Schilfrohr, Binsen und Sumpfschwertlilie anzulegen. Dabei müssen die Anpflanzungen vor 
Verbiss durch Wassergeflügel sowie gegen Wellenschlag geschützt werden (Abb. 24 und 25). 
Nicht alle  Schutzzäune sollten dabei bis zum Gewässergrund rei chen, damit die 
Anpflanzungen zur Laichzeit auch von größeren Fischen angeschwommen werden können. 
 
Wertvolle Hinweise  und Verfahrensbeschreibungen dazu liefern z.B. die Sch riften „Die 
Bepflanzung von Flachwasserzonen“ des LFV Westfalen und Lippe e.V. sowie das „Handbuch 
Naturnaher Wasserbau“ der Ökon Vegetationstechnik GmbH. 
 
 
Abbildung 24: Schilfanpflanzung mit vorgelagerten Kokoswalzen als Wellenbrecher 
   (Quelle: LFV Westfalen u. Lippe e.V.)

STADT MÜNSTER  
Fischereilicher Hegeplan für den Aasee 
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Abbildung 25: Anpflanzung mit Verbissschutz (Quelle: LFV Westfalen u. Lippe e.V.) 
 
Anders als der Hecht heftet der Zander seine Eier nicht an Wasserpflanzen, sondern legt sie 
an etwas erhöhten Unterwasserstrukturen wie z.B. an Totholz in 1 – 5 m Wassertiefe ab. Diese 
sogenannten Nester oder Gelege werden vo m männlichen Zander  während der 
Erbrütungsphase gereinigt und bewacht.  
 
Um im Aasee eine natürliche Zander-Reproduktion zu unterstützen wird das Ausbringen von 
künstlichen Laichnestern in den Monaten April bis Mai empfohlen. 
Diese Laichhilfen können aus K okosmatten, Fichtenzweigen oder speziellen Laichbürsten 
hergestellt werden, die z.B. auf einer gebogene Baustahlmatte fixiert werden (Abb. 26). 
 
Abbildung 26: Zander-Laichnest (Quelle S. Ernst)

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46 
 
 
5.2 Besatz und Hege geeigneter Raubfischarten 
In eutrophierten Gewässern kann durch den massiv verstärkten Besatz  mit Raubfischen bei 
gleichzeitiger scharfer Befischung der  Cypriniden versucht werden, den Bestand  zoo-
planktonfressender Fische zu verringern um dadurch den Fraßdruck auf das Zooplankton zu 
senken und so die Zooplanktondichte zu erhöhen . Durch  diese Maßnahmen soll eine 
verstärkte Filtration der Algenmasse durch das Zooplankton und letztlich eine spürbare 
Erhöhung der Sichttiefe und damit eine Verbesserung der Wassergüte  erfolgen. Benndorf et 
al. (2002) gehen davon aus, dass Biomanipulationsmaßnahmen nur bei ungeschichteten Seen 
erfolgreich sein können. Dies ist beim Aasee der Fall. Nach Mehner et al. (2004) ist zudem die 
Unterschreitung definierter Phosphorgrenzwerte für Eintrag und interne Last erforderlich, was 
bedeutet, dass Phosphat-Einträge in den Aasee und Depots im Gewässer reduziert werden 
müssen (Bottom-Up Nahrungsnetz-Steuerung). 
 
Biomanipulation ist ein fischereilicher  Sonderfall, da hier nicht ein  gewässerangepasster 
Fischbestand - das eigentliche Ziel jeder fischereilichen  Hege - sondern durch Besatz und 
entsprechende Hegemaßnahmen ein mitunter unnatürlich hoher Raubfischbestand etabliert 
werden soll.  Es wird empfohlen mit Hilfe eines , dem Aasee  angemessen hohen 
Raubfischbestandes im Rahmen der sogenannten TOP -Down Nahrungsnetz-Steuerung zu 
versuchen, vorhandene Jung- und Friedfischbestände auf natürlichem Weg zu reduzieren und 
zu regulieren. Die juvenilen Raubfische sollen dabei so klein wie möglich und so groß wie nötig 
besetzt werden um eine effektive Prädation vor allem auf Brut - und Jungfischstadien der 
Cypriniden auszuüben (Abb. 27).

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47 
 
 
 
Abbildung 27: Schema Biomanipulation (Quelle: Verfasser) 
 
Die Durchführung dieser Form der Nah rungsnetzsteuerung bedarf einer professionellen 
Planung und Durchführung. Dabei ist es von großer Bedeutung, dass Wassergüte, Phytho - 
und Zooplankton sowie der Fischbestand kontinuierlich gemonitort werden um die 
Maßnahmen bedarfsorientiert zu steuern und anzupassen. 
 
Aktuell liegt der Biomasse -Anteil des Raubfischbestandes im Aasee bei knapp 13  %. Ideal 
wäre ein Raubfischbestand von 30 – 40%. Bisher leben bzw. lebten die Raubfischarten 
Zander, Hecht und Flussbarsch im Aasee. Insbesondere für den Zander ist der Aasee ein 
geeigneter Lebensraum und diese Art sollte auch künftig bevorzugt gefördert und eingesetzt 
werden.  
 
Es wird aber auch empfohlen, Hecht und Flussbarsch weiterhin zu fördern. Allerdings ist beim 
Flussbarsch kein Besatz nötig, da sich die Art im Aasee ausreichend reproduziert.

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48 
 
 
Mit Blick auf die Lebensraum-Eignung und die Biomanipulation s-Ziele wird es zudem für 
sinnvoll erachtet, auch den Europäischen Wels (Silurus glanis) im Aasee einzubürgern. Der 
Wels stammt wie auch der Zander ursprünglich aus Mittel- und Osteuropa. Vor allem durch 
Besatzmaßnahmen besiedelt die Art mittlerweile viele Still- und Fließgewässer Westeuropas 
und ist in fast allen größeren, deutschen Flüssen heimisch geworden, wo sich die Art auch 
reproduziert. Nach Informationen des Umweltamtes der Stadt Münster und des VFG „Frühauf“ 
Münster wurden im Jahr 2018 bereits Welse im Aasee gesichtet. 
Die Besatzplanung und Kosten sind dem Kapitel 6 aufgeführt. 
 
 
5.3 Monitoring Fischbestand 
Aktuell weist der Aasee aufgrund des Fischsterbens im Jahr 2018 noch keine große 
Fischbiomasse auf. Die vielen Jungfische werden aber durch das überdurchschnittlich hohe 
Nahrungsangebot sowie die momentan geringe intraspezifische Konkurrenz schnell wachsen 
und Fischbiomasse erzeugen. Zudem ist eine hohe Fertilität der Tiere und damit ein rascher 
Bestands- bzw. Biomasseanstieg zu erwarten. Er kann  davon ausgegangen werden, dass 
ohne entsprechende Maßnahmen, sich bis zum Zeitraum 2022 / 2023 wieder ein sehr großer 
Fischbestand im Aasee etabliert , der vom Umfang dem aus der Zeit vor dem Fischsterben 
sehr ähnlich sein wird. 
Um diese Entwicklung zu begleiten und entsprechende Maßnahmen wie Raubfischbesatz und 
Befischung planen und durchführen zu können wird für die nächsten Jahre ein entsprechend 
intensives Monitoring des Fischbestandes empfohlen. 
Methodisch soll dieses Monitoring durch regelmäßige Fischbestandsuntersuchung nach dem 
Standard DIN EN 14757 mit bent hischen Multimaschenstellnetzen ggf. kombiniert mit 
Elektrofischerei erfolgen. Auf den Einsatz von Reusen kann verzichtet werden. Hierzu gehört 
auch eine vertiefte Auswertung der Fangergebnisse wie im Jahr 2019/20 sowie ihr Vergleich 
mit den vorherigen Befischungen. Hierdurch werden die Entwicklung des Fischbestandes, der 
Erfolg von Besatz - und Hegemaßnahmen und damit die Ziererreichung des fischereilichen 
Managements im Aasee sichtbar. 
 
Es wird zudem empfohlen, d iese Befischungen mit Biomasse -Untersuchungen zu 
kombinieren. Biomasse-Untersuchungen von Fischbeständen erfolgen mit Hilfe von Spl it-
Beam Sonaren. Hierzu werden vorab definierte Transekte des Sees bei Dunkelheit / bei Nacht 
mit dem Boot befahren und mit dem Forschungssonar Aufzeichnungen durchgeführt.

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49 
 
 
Die Befahrung bei Dunkelheit ist dabei von großer Bedeutung, da erst dann die allermeisten 
Fische den Grund, die Ufer und ihre Verstecke verlassen , sich die Kleinfischschwärme 
auflösen und  die Fische i m Freiwasser auf Nahrungssuche gehen . Erst dann sind die 
einzelnen Tiere für das Sonar sichtbar und können vermessen werden. In der Regel wird dabei 
vertikal, von der Wasseroberfläche zum Gewässergrund gelotet. Beim flachen Aasee ist ein 
horizontaler Sonareinsatz erforderlich und möglich. Die so erzeugten Daten werden mit einer 
speziellen Nachbearbeitungs -Software weiterverarbeitet und mit den Lä ngen-
Häufigkeitsbeziehungen sowie den Informationen der Fischgewichte aus den 
Befischungsdaten in Beziehung gebracht. Durch diese Informationen zu Anzahl, Größe und 
Gewicht der mittels Sonar erfassten Fische je Fläche/Volumen wird die Gesamtfischbiomasse 
des gesamten Sees berechnet. Hierdurch wird es möglich die Entwicklung der Fischbiomasse 
zu überwachen und bei Bedarf entsprechende Abfischungen zu planen und durchzuführen. 
 
 
5.4 Monitoring Zooplankton 
Neben den bisher schon im Aasee etablierten Untersuchungen von Trophie, Phythoplankton, 
O2-Gehalt, Wassertemperatur usw. wird zur Überprüfung der gewünschten Effekte durch das 
fischereiliche Management empfohlen, auch standardisierte Zooplankton-Untersuchungen in 
der Zeit von Mai bis Oktober durchzuführen. Die effektive Phytoplanktonfiltration durch die 
Zooplankter hat eine Erhöhung der Sichttiefe im See zur Folge. Beim diesem Monitoring wird 
neben der genauen  Erfassung des Zoopla nktons (Artenspektrum, Abundanz , Größe ) als 
Summenparameter für die Zooplankton -Biomasse auch der suspendie rte organische 
Stickstoff bestimmt. Dieser Parameter kann ohne gr oßen Aufwand in l imnologisch 
ausgerüsteten Laboren  routinemäßig bestimmt werden. Das Verhältnis von großen, 
wirkungsvoll filtrierenden Zooplanktern  (Cladoceren >1 mm) zu der kleineren Crustaceen -
Fraktion gibt Aufschluss darüber, ob eine effektive Phytoplan ktonfiltration stattfindet oder ob 
im Fischbestand zooplanktonfr essende Friedfische dominieren (ATT 2008). Durch die 
Ermittlung des CSI-Wertes (Cladocera Size Index ) kann hier ähnlich wie beim CPUE ein 
vergleichendes Bewer tungsverfahren etabliert werden. Die Planktonuntersuchungen sollen 
während des o.g. Zeitraumes mindestens monatlich durchgeführt werden.  
 
Im Aasee sind Cyanobakterien häufig, die auf Grund ihrer Größe vom Zooplankton oftmals 
nicht filtriert werden können. Daher kann diese Tatsache den Erf olg der Biomanipulation 
deutlich beeinflussen.

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50 
 
 
Dennoch ist es sehr wahrscheinlich, dass ein entsprechend bewirtschafteter Fischbestand im 
Aasee zu einer Erhöhung der Zooplanktondichte mit einer hohen Anzahl großer Zooplankter 
wie Daphnien und damit zu positiven Effekten für die Wassergüte führen wird. Darüber hinaus 
wird so die Gefahr von massiven Fischsterben auf Grund von Sauerstoffmangel verringert, da 
die Fischbiomasse auf einem verträglichen Niveau gehalten wird. 
 
Auch wird der Einsat z einer sogenannten Profilerboje auf dem Aasee empfohlen. Solche 
Messeinrichtungen erzeugen die benötigte Energie über Solarzellen und sende die erhobenen 
Daten automatisiert via HMTL - oder Bluetooth an beliebig auszuwählende Stellen. Mit Hilfe 
einer Multi -Parameter Sonde werden so alle relevanten Messungen wie Sauerstoff, 
Temperatur, Chlorophyll usw. durchgeführt. Die Steuerung und Überwachung der Technik 
erfolgt dabei über eine Fernwartungs -Software. Vom Verfasser wird eine solche Profilerboje 
z.B. auf dem Möhnesee eingesetzt. Diese Boje ist zudem mit einem Sonar ausgerüstet, das 
die Fischverteilung und Fischdichte detektiert (Abb. 28). 
 
 
Abbildung 28: Profilerboje auf dem Möhnesee (Quelle: Ruhrverband)

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51 
 
 
5.5 Bedarfsorientierter Fang und Entnahme von Friedfischen 
Es ist davon auszugehen, dass der Besatz und die Hege eines hohen Raubfischbestandes 
allein nicht ausreichen werden um  im Aasee langfristig einen angepassten Fischbestand zu 
etablieren und zu erhalten. Daher werden gezielte Abfischungen vo n Cypriniden notwendig  
sein, die sich an den örtlichen Gegebenheiten sowie der Entwicklung des Fischbestandes im 
Aasee orientieren.  
Zwei Befischungsmethoden stehen dabei im Fokus. Zum einen ist das der Einsatz von 
Großreusen wie Kastenreuse  oder Trapp netz und zweites die Zugnetzfischerei mit 
Trommelwinden (Abb. 29 - 32). 
 
 
Abbildung 29: Kastenreuse (Quelle: Verfasser)

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Abbildung 30: Trappnetz – Zeichnung (Quelle: Engel-Netze) 
 
 
 
Abbildung 31: fängisch gestellte Großreuse mit Signalbojen (Quelle: LfL Fischerei, Bayern)

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53 
 
 
 
Abbildung 32: Zugnetzfischerei mit Trommelwinden (Quelle: Verfasser) 
 
Der Reuseneinsatz sollte primär im Stauwurzelbereich des Aasees und im Neuen Aasee 
erfolgen (Abb. 33 ). Je nach Beschaffenheit der Ufer und des Gewässergrundes können an 
beiden Ufern insgesamt bis zu 4 Reusen exponiert werden.  Zielführend ist es so nur in den 
Monaten April – Juni zu fischen, während die Weißfische zum laichen in den 
Stauwurzelbereich und in die Aa aufsteigen. 
 
 
Abbildung 33: Kartenausschnitt Aasee mit Fanggebiet Reusenfischerei

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54 
 
 
Die Reusenfischerei kann recht kostengünstig von einer versierten Person durchgeführt 
werden. Sie hat aber den Nachteil, dass die Reusen mitunter täglich kontrolliert und geleert 
werden müssen. Die Fische werden an Bord des Arbeitsbootes vorsortiert und gehältert und 
zum weiteren Leb enstransport an Land gebracht. W eiterer Nachteile dieser Fischerei sind , 
dass die Reusen nicht vor unerlaubtem Zugriff geschützt sind und dass eventuell Tierschützer 
die Maßnahme kritisieren, obwohl der Fischfang tatsächlich sehr schonend verläuft. 
 
Bei der Zugnetzfischerei sind Aufwand aber auch Effizienz größer als bei der Reusenfischerei. 
Es müssen spezielle Fangboote auf den Aasee gebracht werden und aufgrun d zu erwarten 
größerer Fangmengen sind entsprechende Hältermöglichkeiten und Fischtransportfahrzeuge 
einzuplanen. Diese Fischerei kann von einem eingespielten 3 – 4 MA-Team durchgeführt 
werden. Gefischt werden sollte dabei primär in den Herbst – und Winter monaten auf den 
Wintereinständen der Cypriniden. So ist es möglich an nur sehr wenigen Tagen im Jahr und 
außerhalb der Freizeit -Saison die gewünschte Menge an Friedfisch aus dem Aasee zu 
entnehmen. Alternativ kann auch im Frühjahr z.B. zur Laichzeit der Br assen abgefischt 
werden. Wie auch bei der Reusenfischerei ist diese Fangmethode sehr fischschonend, wobei 
Raubfische aussortiert und unversehrt in den See zurückgesetzt werden können. 
 
Da davon auszugehen ist, dass diese Maßnahme über einen längeren Zeitraum, evt. sogar 
als jährlich wiederkehrende Daueraufgabe durchgeführt werden muss, ist es sinnvoll, wenn 
die Stadt Münster die dafür notwendige Ausrüstung zur Verfügung stellt und auch v or Ort 
einlagert. Dies wird es ungemein vereinfachen einen versierten Berufsfischer als Unternehmer 
zu gewinnen. Zudem ist es zur erfolgreichen Durchführung der Zugnetzfischerei wichtig, 
massive Unterwasser -Hindernisse wie z.B. Verankerungen von Bojen o.ä.  vom 
Gewässergrund zu entfernen.

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55 
 
 
5.6 Angepasste, angelfischereiliche Bewirtschaftung 
Der Aasee wird seit Jahrzehnten angelfischereilich vom Verein für Fischerei und 
Gewässerschutz „Frühauf“ Münster 1922 e.V.  genutzt. Hierbei haben alle Vereinsmitglieder 
die Möglichkeit den Aasee mit zwei Handangeln vom Ufer aus zu befischen (vgl. Kap. 3). Der 
VFG Früh auf hat bereits die Maßgabe n erlassen, dass alle gefangenen Weißfische zu 
entnehmen sind und das auf die Raubfischarten Hecht und Zander nicht gefischt werden darf. 
In den zurückliegenden Jahren wurden so von den Anglern bereits erhebliche Mengen an 
Weißfisch aus dem Aasee entnommen. Zudem tätigt der Verein jährlich Besatz überwiegend 
mit Raubfischen. 
 
Künftig sollte die Entnahme der Weißfische ungeachtet ihrer Größe durch die Angler möglichst 
noch intensiviert werden. Zu berücksichtige ist hierbei aber , dass der Besta nd erst wieder 
anwächst. Um die Angelfischerei effizienter zu machen, wird empfohlen das mit jeweils  
3 Handangeln am Aasee gefischt werden darf. Die s erhöht den Fangerfolg deutlich. Zudem 
wird vorgeschlagen  sogenannte, organisierte Hegefischen durchzuführen. Diese Aktionen 
sollten mit den Segelclubs und Bootsvermietern abgestimmt und von diesen auch unterstützt 
werden. Bei diesen Maßnahmen sollte die Angelfischerei auch vom Boot aus erlaubt sein. Das 
motiviert zur Teilnahme und steigert den Fangerfolg. Die Stadt Münster sollte die 
Angelfischerei ebenfalls nach Kräften unterstützen, da durch sie ein wichtiger Hegebeitrag 
geleistet wird, was auch entsprechend in der Öffentlichkeit kommuniziert werden kann. 
Es ist wichtig, dass die Angler bzw. der Verein nach wie vor und gewissenhaft eine 
aussagefähige Fangstatistik führt. 
 
In Abhängigkeit der E ntwicklung des Gesamt -Fischbestandes kann mittelfristig auch der 
angepasste Fang von Raubfischen wieder gestattet werden.

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56 
 
 
6. Fischbesatz 
Im Aasee soll eine Fischartengesellschaft nach dem Vorbild eines Zandersees bewirtschaftet 
werden. Dabei ist ein  Raubfisch-Biomassenanteil von 30 – 40 % aufzubauen. Zum Besatz 
eignen sich Zander, Hecht und ggf. der Europäische Wels. Anzustreben ist dabei ein breites 
Größenspektrum. Der Flussbarsch spielt als effektiver Vertilger von Fischbrut und Jungfischen 
eine wichtige Rolle. Er muss aber wird nicht besetzt werden. 
 
Weißfische wie Rotauge, Brasse und Rotfeder sollten auf keinen Fall eingesetzt werden. Die 
beiden erstgenannten Arten reproduzieren sich ausreichend, für die Rotfeder ist der Aasee 
aktuell kein geeigne ter Lebensraum. Ein moderater Besatz mit Karpfen und Aal wird als 
unkritisch angesehen. Hierbei ist jedoch zu bedenken, dass geangelte Karpfen in den 
seltensten Fällen dem Gewässer entnommen werden. Da diese robusten Fische sehr alt 
werden, baut sich so durch regelmäßigen Besatz mit der Zeit ein zu hoher Karpfenbestand im 
See auf. Durch ihre Gründel -Aktivität führt dies in Summe dann wieder zu ungewünschten 
Effekten bei der Gewässerbewirtschaftung. Daher sollte der Besatz von Karpfen nur in 
geringer Stückzahl und nur alle zwei bis drei Jahre erfolgen. 
 
Um schnell einen hohen Bestand an Zandern im Aasee zu etablieren, wird empfohlen sowohl 
im Frühjahr vorgestreckte Zanderbrut und im Herbst zweisömmrige Jungfische auszusetzen. 
Hierdurch wird gewährleistet, dass die Größe der juvenilen Zander, der ihrer schnellwüchsigen 
Beutefische entspricht. 
Beim Hecht wird erstmal der Frühjahrsbesatz mit fressfähigen Brütlingen empfohlen. Diese 
ernähren sich zwar in den ersten zwei bis drei Lebenswochen noch von Zooplankton. Mit einer 
Körperlänge von ca. 2,5 cm stellen sie sich aber bereits auf Fischbrut als Beute um und leisten 
so einen effektiven Beitrag zur Biomanipulation. Wichtig dabei ist, dass die Hechtbrut zum 
richtigen Zeitpunkt, also kurz vor der Rotaugen-Laichzeit im April in den Aasee eingesetzt wird. 
Natürlich hohe Verluste bei der Hechtbrut werden durch eine entsprechende Menge an 
Besatzfischen ausgeglichen. 
 
Durch Fischbestandsuntersuchungen wird nicht nur die Entwicklung des Fischbestandes 
sondern auch der Erfolg der Besatzmaßnahmen sichtbar. Auf Basis dieser Informationen wird 
der Fischbesatz dann bedarfs- und erfolgsorientiert angepasst. Es ist davon auszugehen, dass 
gerade in den nächste fünf bis sieben Jahren eine große Dynamik bei der Entwicklung des 
Fischbestandes im Aasee vorherrschen wird.

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57 
 
 
Nachfolgend werden für den Aasee der Fischbesatzplan sowie die Besatzkosten für den 
Zeitraum 2020 – 2022 aufgestellt (Tab. 11 u. 12). 
Ob auch Welse in den Aasee eingesetzt werden, sollte erst zum Ende dieses 
Bewirtschaftungszeitraums bzw. nach der nächsten Fischbestandsuntersuchung entschieden 
werden. 
 
Generell sollte sich der Fischbesatz an den Empfehlungen der Leitlinie zum Fischbesatz in 
Nordrhein-Westfalen orientieren. Zudem sind bei der Besatzplanung die Empfehlung en des 
VDFF (2007) sehr hilfreich. In diesem Fall dient der Raubfischbesatz aber nicht nur dem Erhalt 
eines dem Lebensraum angepassten Fischbestandes. Er dient primär dem schnellen Aufbau 
eines hohen Raubfischbestandes zum Zwecke der Biomanipulation im Aasee. Daher weichen 
die empfohlen Mengen von den Empfehlungen der Besatzleitlinie NRW ab. 
 
Tabelle 11: Fischbesatzplan Aasee 2020 - 2022 
 
 
 
Tabelle 12: Fischbesatzkosten Aasee 2020 - 2022 
 
 
 
 
 
 
 
Fischart Bezeichnung TL cm n / ha Menge / N Besatz-Zeitpunkt
Hecht Brut 1,5 2.000 80.000 April
Zander vorgestreckt 3 - 5 500 20.000 Mai
Zander zweisömmrig 25 - 30 20 800 Oktober/November
Fischart Bezeichnung Menge
EP inkl. 10,7 % 
MwSt. GP brutto
Hecht Brut 80.000 0,006 €            480,00 €                
Zander vorgestreckt 20.000 0,11 €              2.200,00 €             
Zander zweisömmrig 800 4,80 €              3.840,00 €             
gesamt 6.520,00 €

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7. Zusammenfassung 
Der rd. 40 ha große Aasee in Münster wird von der Münsterschen Aa durchflossen. Hierdurch 
gelangen zahlreiche Nährst offe und Sedimente in den S ee. Der Aasee ist Phytoplankton -
dominiert, wobei seit Anfang des Jahrtausends immer häufiger Cyanobakterien auftreten. 
Anders als in tieferen Seen findet i m durchweg sehr flachen Aasee keine stabile 
Temperaturschichtung in der Wassersäule statt. Die Nährstoffe befinden sich daher immer 
verfügbar in allen Wasserschichten, wodurch in der Vegetationsperiode das Algenwachstum 
mit einhergehender Sauerstoffzehrung  begünstigt wird. Daher führte im Sommer 2018 das 
langanhaltende Hochdruckgebiet über Deutschland mit ausgeprägter Trockenheit Anfang 
August zu einem Fischsterben aufgrund von Sauerstoffmangel im See.  
Pächter des Fischereirechts am Aasee ist der Verein für Fischerei und Gewässerschutz 
„Frühauf“ Münster 1922 e.V. . Die Angelfischerei ist den Vereinsmitgliedern hier mit zwei 
Handangeln, vom Ufer aus, gestattet. Es gelten die gesetzlichen Schonzeiten und 
Mindestmaße. Bei den Arten Hecht, Zander und Karpfen wurden die Mindestmaße seitens des 
Vereins etwas erhöht. Im Aasee müssen gefangenen Weißfische entnommen werden. Zum 
Schutz des Raubfischbestandes darf aktuell nicht auf Raubfische wie Hecht und Zander 
gefischt werden. Von den Anglern wurden so in den verga ngenen Jahren 3.000 – 4.000 kg 
Fisch im Aasee gefangen. Besatz tätigte der Verein in den zurückliegenden Jahren mit 
Zandern, Hechten, Karpfen und Schleien. 
 
Zur umfänglichen Arterfassung und Abschätzung der Fischdichte im Aasee wurden in der Zeit 
vom 09. b is 10.10.2019 eine Fischbestandsuntersuchung durchgeführt. Hierbei wurden 13 
Fischarten im See nachgewiesen. Hinzu kommt noch die Fischart Schleie, die im Herbst 2018 
vom Landesfischereiverband Westfalen und Lippe e.V. im Aasee gefangen wurde. Im Aasee 
leben aktuell überwiegend Friedfische, der Raubfisch-Biomasse Anteil beträgt nur knapp  
13 %. 
 
Der Fischbestand des Sees rekrutiert sich z.Zt. überwiegend aus Jungfischen, die insgesamt 
ein überdurchschnittlich gutes Wachstum und gute Ernährungszustände aufweisen. Dadurch, 
dass diese Fische noch recht geringe Körpergewichte haben ist die im See aktuell vorhandene 
Fischbiomasse, trotz einer sehr hohen Fischdichte, noch gering. Sie wird aktuell auf 4 – 6 to 
Fisch geschätzt. Als Höchstgrenze wird eine Fischbiomasse von rd. 10 to empfohlen.

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Durch ein angepasstes fischereiliches Management und die Durchführung einer TOP -Down 
Nahrungsnetz-Steuerung soll im Aasee ein angemessen großer Fischbestand mit einem 
Raubfischanteil von 30 – 40 % etabliert werden. D azu werden die in Tabelle 13 gelisteten 
Maßnahmen empfohlen (vgl. Kapitel 5). 
 
Tabelle 13: Übersicht Bewirtschaftungsmaßnahmen Aasee 
 
 
Wenn diese Maßnahmen erfolgreich sind, wird sich wie gewünscht die Zooplankton-Dichte 
und damit die Sichttiefe im Aasee erhöhen. Dies wird zur Folge haben, dass der See von einen 
Phytoplankton- in einen Makrophyt en dominierten  Zustand wechseln wird und sich 
ausgeprägte Wasserpflanzen-Bestände bilden. 
In diesem Fall müssen die Bewirtschaftungsziele und Maßnahmen dann neu definiert werden. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Maßnahme Zeitpunkt Frequenz Verantwortlicher Umsetzung ab
Lebensraumverbesserung, Habitate ganzjährig einmalig Stadt Münster 2020
Raubfischbesatz Frühjahr/Herbst jährlich VFG Frühauf Münster, Stadt Münster 2020
fischereiliche Bewirtschaftung u. Hege ganzjährig nach Bedarf VFG Frühauf Münster 2020
Monitoring Wasser, Trophie u. Phytoplankton April - Okt. monatlich Stadt Münster 2020
Monitoring Zooplankton Mai - Okt. monatlich Stadt Münster 2020
Monitoring Fischbestand Herbst zweijährig Stadt Münster, Sachverständiger 2021
Biomasse-Untersuchung Herbst zweijährig Stadt Münster, Sachverständiger 2021
professionelle Hegebefischungen Herbst/Winter nach Bedarf Stadt Münster, Berufsfischer 2021
Bewirtschaftungsmaßnahmen Aasee

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Das vorstehende Gutachten wurde von mir unparteiisch und nach bestem Wissen und 
Gewissen erstellt. 
 
 
Die Verfasser: 
 
 
RWG Ruhr-Wasserwirtschafts-Gesellschaft mbH 
Arnsberg, im März 2020 
 
___________________________________________ 
Markus Kühlmann 
 
Öffentlich bestellter und vereidigter Sachverständiger der Landwirtschaftskammer NRW 
(Fachgebiete: Fluss- und Seenfischerei, Aquakultur, Fischkrankheiten, Gewässerökologie)

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Anlage: Gesamtfangprotokoll Aasee 09.10.2019

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Gesamtkonzept der Aaseeuntersuchung 
ABSCHLUSSBERICHT  Abschlussbericht 
Im Auftrag des Tiefbaumamtes Münster 
Forschungsinstitut für Wasser- und Abfallwirtschaft an der RWTH Aachen (FiW) e. V. / Kackertstraße 15 – 17 / 52056 Aachen 
Fon: +49 (0) 241 - 80 2 68 25 / Fax: +49 (0) 241 80 2 28 25 / E-Mail: fiw@fiw.rwth-aachen.de / www.fiw.rwth-aachen.de 
Projektpartner:  
Forschungsinstitut für Ökosystemanalyse 
und -bewertung e.V. (gaiac) 
Kackertstraße 10 
52056 Aachen

Aachen, im Februar 2020 
FiW an der RWTH Aachen 
 
 
 
Dr.-Ing. Paul Wermter 
 
 
 
 
 
 
 
 
Abschlussbericht zum Projekt 
 
 
Ergebnisse der 
Aasee‐Untersuchung und Modellierung 
2019 
W_1082 
 
 
im Auftrag des 
Tiefbauamtes der Stadt Münster

Verzeichnisse 
 
I 
 
2020 © FiW e.V.  
Projektbearbeitung 
Institution Bearbeiter 
Forschungsinstitut für Wasser- und Abfallwirtschaft  
an der RWTH Aachen (FiW) e.V. 
Kackertstraße 15-17 
52056 Aachen 
Dr.-Ing. Paul Wermter 
David Wehmeyer M.Sc. 
Lukas Klatt B.Sc. 
 
Forschungsinstitut für Ökosystemanalyse und -bewertung 
e.V. (gaiac) 
Kackertstraße 10 
52056 Aachen 
Dr. Tido Strauß

Verzeichnisse 
 
II 
 
2020 © FiW e.V.  
Inhaltsverzeichnis 
1 Veranlassung und Zielsetzung ................................ ................................ ..................... 1 
2 Projektbearbeitung ................................ ................................ ................................ ....... 2 
3 Datenerfassung ................................ ................................ ................................ ............. 3 
3.1 Datenerfassung mittels RiverBoat ................................ ................................ ........ 3 
3.1.1 Sensorik ................................ ................................ ...............................  3 
3.1.2 Durchführung der Messung ................................ ................................ .. 4 
3.2 Datenerfassung mittels Subbottom-Profiler ................................ .......................... 5 
3.2.1 Referenzpunktaufnahme ................................ ................................ ...... 7 
3.3 Sedimentprobenahme ................................ ................................ .......................... 8 
3.4 Durchführung der Stofffreisetzungsversuche ................................ ...................... 11 
4 Datenauswertung ................................ ................................ ................................ ........ 13 
4.1 GNSS (Global Navigation Satellite System) ................................ ....................... 13 
4.2 DGM-Erstellung ................................ ................................ ................................ .. 13 
4.3 Auswertung der Subbottom-Profiler-Datensätze................................ ................. 14 
4.4 Auswertung der Stofffreisetzungsversuche ................................ ........................ 16 
5 Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM ................................ .... 17 
5.1 Genereller Aufbau des Modells ................................ ................................ .......... 17 
5.2 Datengrundlage ................................ ................................ ................................ .. 19 
5.2.1 Datensätze des ab 2018 eingerichteten Onlinemonitorings der 
Sauerstoff- und Temperaturverläufe im Aasee ................................ ... 20 
5.2.2 Morphometrie ................................ ................................ ..................... 21 
5.2.3 Gewässer-Trübung................................ ................................ ............. 22 
5.2.4 Wetter ................................ ................................ ................................  23 
5.2.5 Aufbereitung der Zu- und Abflussdaten ................................ .............. 23 
5.2.6 Nährstoffgehalte im Zufluss ................................ ................................  26 
5.2.7 Biologische Messdaten ................................ ................................ ...... 27 
5.2.8 Bewertung der Datengrundlage ................................ .......................... 27 
5.3 Kalibrierung des Modells und Standardlauf ................................ ........................ 28 
5.3.1 Wetter und Wassertemperatur................................ ............................ 29 
5.3.2 Sauerstoff ................................ ................................ ........................... 32 
5.3.3 Standardlauf StoLaM ................................ ................................ .......... 35 
5.4 Auswahl der zu modellierenden Bewirtschaftungsszenarien ..............................  39 
5.5 Ergebnisse der Szenarienrechnung ................................ ................................ ... 41 
5.5.1 Wassermenge Zufluss ................................ ................................ ........ 41 
5.5.2 Nährstoffgehalt Zufluss und Stickstofffixierung ................................ ... 42 
5.5.3 Turbulenz und Sauerstoffeintrag ................................ ........................ 47 
5.5.4 Anoxische Phosphorfreisetzung Sediment und Sedimententfernung .. 52

Verzeichnisse 
 
III 
 
2020 © FiW e.V.  
5.5.5 Fische und Trübung ................................ ................................ ........... 56 
6 Handlungsempfehlungen ................................ ................................ ........................... 60 
Literaturhinweise ................................ ................................ ................................ ................ 62

Verzeichnisse 
 
IV 
 
2020 © FiW e.V.  
Verzeichnis der Abbildungen 
Abbildung 1: RiverBoat mit Sensorik ................................ ................................ ................ 3 
Abbildung 2:  Die Geräte des Sedimentecholots ................................ ...............................  5 
Abbildung 3:  Das Setup des Subbottom-Profilers ................................ ............................ 6 
Abbildung 4:  Die Messlatte zur Erhebung der Referenzwerte. Zu sehen sind Reste des 
Schlamms. ................................ ................................ ................................ .. 7 
Abbildung 5: Durchführung der Sedimentprobenahme. Links: Ein Teil der Ausstattung auf 
dem Arbeitsboot "Hedwig", rechts: Entnahme der Sedimentproben mit Hilfe 
eines Ekmann-Greifers ................................ ................................ ............... 8 
Abbildung 6:  Probenahmestellen am Aasee ................................ ................................ .... 9 
Abbildung 7:  Ein Teil der gewonnen Sedimentproben vom Aasee ................................ . 10 
Abbildung 8:  Die Sedimentproberöhren mit den Schläuchen zur Belüftung bzw. 
Eingasung von Stickstoff ................................ ................................ ........... 11 
Abbildung 9:  Verlauf der Sauerstoffkonzentrationen in den beiden Versuchsreihen. 
Gemittelte Werte über alle Proberöhren ................................ .................... 12 
Abbildung 10:  DGM-W des Aasees ................................ ................................ ................. 13 
Abbildung 12:  Mächtigkeit der Schlammauflage nach Digitalisierung SBP ....................... 15 
Abbildung 13:  Ergebnisse der Stofffreisetzungsversuche ................................ ................ 16 
Abbildung 14:  Modellierte Nährstoffflüsse. 1: Zufluss; 2: oberflächlicher Abfluss; 3: 
Tiefenwasserableitung; 4: Versickerung; 5: turbulente Diffusion; 6: 
Sedimentation; 7: Absinken; 8: Vertikalwanderung von Algen; 9: aerobe 
und anaerobe Sedimentfreisetzung, Aktivität benthivorer Fische; 10: N2-
Fixierung und Denitrifikation. ................................ ................................ ..... 18 
Abbildung 15:   Schematische Darstellung der modellierten Nährstoffflüsse im Seenmodell 
StoLaM (Fraßbeziehungen als graue Pfeile). ................................ ............ 18 
Abbildung 16:  Temperaturganglinie des Onlinemonitorings (neuer Aasee) ...................... 20 
Abbildung 17:  Sauerstoffganglinie des Onlinemonitorings (neuer Aasee) ........................ 20 
Abbildung 18:  Wasserstands-Flächen-Beziehung des Aasees ................................ ........ 21 
Abbildung 19: Morphometrische Eingangsdaten für die Modelle HyLaM und StoLaM. ..... 21 
Abbildung 20: Trübungswerte vor (oben) und nach (unten) dem Fischsterben im Aasee. 
Korrelation zwischen Chlorophyll-a-Konzentration mit der Sichttiefe (links) 
und dem Attenuationskoeffizienten (rechts). ................................ ............. 22 
Abbildung 21:  Zu- und Abflüsse Aasee 2016 ................................ ................................ ... 24 
Abbildung 22:  Zu- und Abflüsse Aasee 2017 ................................ ................................ ... 24 
Abbildung 23:  Zu- und Abflüsse Aasee 2019 ................................ ................................ ... 25 
Abbildung 24:  Zu- und Abflüsse Aasee 2018 ................................ ................................ ... 25 
Abbildung 25: Ortho-Phosphat(SRP)-Konzentration in der Münsterschen Aa an der 
Messstelle Haus Kump (2016-2019). ................................ ........................ 26 
Abbildung 26: Detritus-gebundener Phosphor in der Münsterschen Aa an der Messstelle 
Haus Kump (2016-2019). ................................ ................................ .......... 26

Verzeichnisse 
 
V 
 
2020 © FiW e.V.  
Abbildung 27: Nitratkonzentration in der Münsterschen Aa an der Messstelle Haus Kump 
(2016-2019). ................................ ................................ ............................. 26 
Abbildung 28: Ammoniumkonzentration in der Münsterschen Aa an der Messstelle Haus 
Kump (2016-2019). ................................ ................................ ................... 27 
Abbildung 29: Vergleich simulierter (Linien) und gemessener (Symbole) 
Wassertemperaturen in 50 cm Tiefe für verschiedene Wetterstationen in 
2016-2019. Aachener (rot) und Münsteraner (grün) Wetterdaten. 
Windreduktion: -30 %. Messpunkte: Alter Aasee (grüner Punkt), Neuer 
Aasee (blauer Punkt), Aasee ohne weitere Angaben (schwarzer Punkt). .. 29 
Abbildung 30: Vergleich simulierter (Linien) und gemessener (Symbole) 
Wassertemperaturen in 50 cm Tiefe für verschiedene Windstärken in 2016-
2019 (Wetterstation Münster). Keine Windanpassung (blau), -30% (grün) 
und -50% (rot) Windreduktion (Messpunkte: Alter Aasee (grüner Punkt), 
Neuer Aasee (blauer Punkt), Aasee ohne weitere Angaben (schwarzer 
Punkt). ................................ ................................ ................................ ...... 29 
Abbildung 31: Vergleich von simulierten Wassertemperaturen (rot) mit Messungen im 
alten Aasee (schwarz) und neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 
in 0,5 m Wassertiefe. ................................ ................................ ................ 30 
Abbildung 32: Vergleich simulierter (rot) und gemessener (schwarz) 
Temperaturdifferenzen zwischen 0,5 m und 1,5 m Wassertiefe über vier 
Jahre. ................................ ................................ ................................ ........ 31 
Abbildung 33: Vergleich simulierter (rot) und gemessener (schwarz) 
Temperaturdifferenzen zwischen 0,5 m und 1,5 m Wassertiefe für das 
Intervall Ende 2018 bis Ende 2019. ................................ ........................... 31 
Abbildung 34: Simulation der Phosphorkonzentrationen in Abhängigkeit vom Windeinfluss 
mit dem Modell StoLaM. Ohne Windänderung (grün), mit -15% (blau) und -
30% Windreduktion (rot)................................. ................................ ........... 32 
Abbildung 35: Simulation der Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) in Abhängigkeit 
vom Windeinfluss in 1.8 m Wassertiefe. Ohne Windänderung (rot), mit -
15% (blau) und -30% Windreduktion (schwarz). Simulationen mit dem 
Modell StoLaM. ................................ ................................ ......................... 33 
Abbildung 36: Vergleich von simulierten Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) (rot) mit 
Messungen im neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 in 0,5 m 
Wassertiefe. Simulationen mit dem Modell HyLaM. ................................ ... 33 
Abbildung 37: Vergleich von simulierten Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) (rot) mit 
Messungen im neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 in 1,5 m 
Wassertiefe. Simulationen mit dem Modell HyLaM. ................................ ... 33 
Abbildung 38: Vergleich von simulierten Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) (rot) mit 
Messungen im neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 in 0,5 m 
Wassertiefe. Simulationen mit dem Modell StoLaM. ................................ .. 34 
Abbildung 39: Vergleich von simulierten Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) (rot) mit 
Messungen im neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 in 1,5 m 
Wassertiefe. Simulationen mit dem Modell StoLaM. ................................ .. 34

Verzeichnisse 
 
VI 
 
2020 © FiW e.V.  
Abbildung 40: Simulation der Gesamtphosphor-Konzentration für den Standardlauf (rote 
Linie) und mit veränderter Sauerstoffzehrung (Szenario B, grüne Linie). 
Graue Punkte: Messdaten. ................................ ................................ ........ 35 
Abbildung 41: Standardlauf des Chlorophyll-a-Gehaltes im Aasee. Simulation Gesamt-
Chlorophyll (rote Linie) und Blaualgen-Chlorophyll (blaue Linie), Messung 
Gesamt-Chlorophyll (schwarze Punkte) und Blaualgen-Chlorophyll (blaue 
Dreiecke). ................................ ................................ ................................ . 37 
Abbildung 42: Standardlauf Simulation der Secchi-Sichttiefe (rote Linie) und Messdaten 
(graue Punkte). ................................ ................................ ......................... 37 
Abbildung 43: Standardlauf Simulation der Gesamtphosphor-Konzentration (rote Linie) 
und Messdaten (graue Punkte). ................................ ................................  37 
Abbildung 44: Standardlauf Simulation der ortho-Phosphat-Konzentration (rote Linie) und 
Messdaten (graue Punkte). SRP: soluble reactive phosphorus ≈ ortho-
Phosphat-P. ................................ ................................ ..............................  38 
Abbildung 45: Standardlauf Simulation der Nitrat-Konzentration (rote Linie) und Simulation 
mit erhöhter Denitrifikationsrate (grüne Linie). Graue Punkte: Messdaten. 38 
Abbildung 46: Standardlauf Simulation der Ammonium-Konzentration (rote Linie) und 
Messdaten (graue Punkte). ................................ ................................ ....... 38 
Abbildung 47: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der 
Zuflussmengen (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 
(Symbole). ................................ ................................ ................................  41 
Abbildung 48: Simulierter Blaualgen-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der 
Zuflussmengen (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 
(Symbole). ................................ ................................ ................................  42 
Abbildung 49: Simulierter Gesamt-Phosphor-Gehalt in Abhängigkeit der Zuflussmengen 
(Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ................... 42 
Abbildung 50: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der 
Nährstoffgehalte im Zufluss (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-
2019 (Symbole). ................................ ................................ ........................ 43 
Abbildung 51: Simulierter Gesamt-Phosphor-Gehalt in Abhängigkeit der Nährstoffgehalte 
im Zufluss (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). .. 43 
Abbildung 52: Simulierter Nitrat-Gehalt in Abhängigkeit der Nährstoffgehalte im Zufluss 
(Linien) in Relation zu Messdaten (von 2016-2019 Symbole). ................... 44 
Abbildung 53: Simulierter Ammonium-Gehalt in Abhängigkeit der Nährstoffgehalte im 
Zufluss (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ...... 44 
Abbildung 54: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der 
Nitratversorgung im Zufluss bzw. der Stickstofffixierung durch Blaualgen 
(Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ................... 45 
Abbildung 55: Simulierter Gesamt-Phosphor-Gehalt in Abhängigkeit der Nitratversorgung 
im Zufluss bzw. der Stickstofffixierung durch Blaualgen (Linien) in Relation 
zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ................................ ................. 46 
Abbildung 56: Simulierter Nitrat-Gehalt in Abhängigkeit der Nitratversorgung im Zufluss 
bzw. der Stickstofffixierung durch Blaualgen (Linien) in Relation zu 
Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ................................ ...................... 46

Verzeichnisse 
 
VII 
 
2020 © FiW e.V.  
Abbildung 57: Simulierter Ammonium-Gehalt in Abhängigkeit der Nitratversorgung im 
Zufluss bzw. der Stickstofffixierung durch Blaualgen (Linien) in Relation zu 
Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ................................ ...................... 46 
Abbildung 58: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der minimalen 
Turbulenz (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). .. 48 
Abbildung 59: Simulierter Blaualgen-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der minimalen 
Turbulenz (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). .. 49 
Abbildung 60: Simulierter Gesamt-Phosphor-Gehalt in Abhängigkeit der minimalen 
Turbulenz (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). .. 49 
Abbildung 61: Simulierter Nitrat-Gehalt in Abhängigkeit der minimalen Turbulenz (Linien) 
in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ...............................  49 
Abbildung 62: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit des täglichen 
Sauerstoffeintrages (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 
(Symbole). ................................ ................................ ................................  50 
Abbildung 63: Simulierter Blaualgen-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit des täglichen 
Sauerstoffeintrages (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 
(Symbole). ................................ ................................ ................................  51 
Abbildung 64: Simulierte Phosphor-Konzentration in Abhängigkeit des täglichen 
Sauerstoffeintrages (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 
(Symbole). ................................ ................................ ................................  51 
Abbildung 65: Simulierte Phosphat-P-Konzentration in Abhängigkeit des täglichen 
Sauerstoffeintrages (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 
(Symbole). SRP: soluble reactive phosphorus ≈ ortho-Phosphat-P. .......... 51 
Abbildung 66: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt mit und ohne anoxischer 
Phosphorfreisetzung aus dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten 
von 2016-2019 (Symbole). ................................ ................................ ........ 52 
Abbildung 67: Simulierte Gesamt-Phosphor-Konzentration mit und ohne anoxischer 
Phosphorfreisetzung aus dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten 
von 2016-2019 (Symbole). ................................ ................................ ........ 53 
Abbildung 68: Simulierte Phosphat-P-Konzentration mit und ohne anoxischer 
Phosphorfreisetzung aus dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten 
von 2016-2019 (Symbole). SRP: soluble reactive phosphorus ≈ ortho-
Phosphat-P. ................................ ................................ ..............................  53 
Abbildung 69: Simulierte Nitrat-Konzentration mit und ohne anoxischer 
Phosphorfreisetzung aus dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten 
von 2016-2019 (Symbole). ................................ ................................ ........ 53 
Abbildung 70: Simulierte Ammonium-Konzentration mit und ohne anoxischer 
Phosphorfreisetzung aus dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten 
von 2016-2019 (Symbole). ................................ ................................ ........ 53 
Abbildung 71: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt mit und ohne Sedimententfernung 
zu Beginn der Simulation (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 
(Symbole). ................................ ................................ ................................  55

Verzeichnisse 
 
VIII 
 
2020 © FiW e.V.  
Abbildung 72: Simulierter Blaualgen-Chlorophyll-a-Gehalt mit und ohne 
Sedimententfernung zu Beginn der Simulation (Linien) in Relation zu 
Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ................................ ...................... 55 
Abbildung 73: Simulierte Gesamt-Phosphor-Konzentration mit und ohne 
Sedimententfernung zu Beginn der Simulation (Linien) in Relation zu 
Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ................................ ...................... 55 
Abbildung 74: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt mit und ohne Fisch bei 
verschiedener Trübung (Attenuation) (Linien) in Relation zu Messdaten von 
2016-2019 (Symbole). ................................ ................................ ............... 57 
Abbildung 75: Simulierte Gesamt-Phosphor-Konzentration mit und ohne Fisch bei 
verschiedener Trübung (Attenuation) (Linien) in Relation zu Messdaten von 
2016-2019 (Symbole). ................................ ................................ ............... 57 
Abbildung 76: Simulierte Phosphat-P-Konzentration mit und ohne Fisch bei verschiedener 
Trübung (Attenuation) (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 
(Symbole). SRP: soluble reactive phosphorus ≈ ortho-Phosphat-P. .......... 57 
Abbildung 77: Simulierte Nitrat-Konzentration mit und ohne Fisch bei verschiedener 
Trübung (Attenuation) (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 
(Symbole) ................................ ................................ ................................ . 58 
Abbildung 78: Simulierte Sichttiefe (oben) und Gesamt-P-Konzentration (unten) mit 
(Standardlauf) und ohne Fisch bei verschiedener Trübung (Attenuation) 
(Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). ................... 59 
 
 
Verzeichnis der Tabellen 
Tabelle 1:  Wesentliche Datengrundlage und Quellen ................................ ................ 19 
Tabelle 2:  Sauerstoffparameter für Standardszenario und Szenario B ....................... 35 
Tabelle 3:  Für den Standardlauf angepasste Parameter des Modells StoLaM. Für alle 
weiteren Parameter siehe Strauss (2009). ................................ ................ 36 
Tabelle 4:  Nährstoffbilanz des Standardlaufs für den Zeitraum 01. Mai - 15. Nov 
2018. ................................ ................................ ................................ ......... 39 
Tabelle 5:  Stickstoffbilanz für ausgewählte Simulationsszenarien für den Zeitraum 01. 
Mai - 15. Nov 2018 (Tag 850-1050). ................................ ......................... 47 
Tabelle 6:  Übersicht der Auswirkung verschiedener Szenarien auf die Indikatoren 
Blaualgenbiomasse, Phosphor und Nitrat (+: Erhöhung; -: Verringerung; o: 
keine nennenswerte Änderung). ................................ ................................  60

Veranlassung und Zielsetzung 
 
1 
 
2020 © FiW e.V.  
1 Veranlassung und Zielsetzung 
Das Tiefbauamt der Stadt Münster beauftragte das Forschungsinstitut für Wasser- und Abfall-
wirtschaft an der RWTH Aachen (FiW) e.V. mit einer Ursachenerkundung des Fischsterbens 
im Sommer 2018 mit Fokus auf Sediment und Stoffumsetzungsmechanismen und zur Ablei-
tung von  Bewirtschaftungsmaßnahmen. Die Ergebnisse  der Untersuchung  werden digital 
übergeben und in Form dieses Kurzberichts erläutert. 
Es wurden die folgenden Leistungen entsprechend dem Leistungsverzeichnis durch den Auf-
tragnehmer erbracht: 
 Echolotvermessung des Sees mit RiverBoat 
 Methodenentwicklung zur Ermittlung von Schlammmächtigkeiten 
 Sedimentprobenahme, Stofffreisetzungsversuche und Ergebnisauswertung 
 Datenakquise für die Modellierung 
 Modellierung des Sees (gaiac) 
 Ableitung von Bewirtschaftungsszenarien und Handlungsempfehlungen 
Der Bericht des FiW umfasst eine kurze Beschreibung der Methodik, der verwendeten Mess-
technik und der Datenaufbereitung sowie die Ergebnissvorstellung.

Projektbearbeitung  
 
2 
 
2020 © FiW e.V.  
2 Projektbearbeitung 
Das Forschungsinstitut für Wasser - und Abfallwirtschaft an der RWTH Aachen (FiW) e.V. 
wurde 1979 als unabhängiges Institut an der RWTH Aachen gegründet. Die Arbeiten mit über 
30 wissenschaftlichen Mitarbeitern konzentrieren sich auf themenübergreifende Forschungs-
aktivitäten im Spannungsfeld von Wasserwirtschaft, Infrastruktur, Energie und Klima. Das FiW 
betreibt anwendungsorientierte Forschung und Entwicklung inkl. Wissenstransfe r und ist re-
gelmäßig als Mitinitiator und Gesamtkoordinator an Verbundforschungsprojekten beteiligt.  
So koordinierte das FiW das ReWaM Verbundprojekt RiverView® – gewässerbezogenes Mo-
nitoring und Management, mit welchem erstmals ein holistischer Ansatz für ein gewässerzu-
standsbezogenes Monitoring und Management entwickelt wurde, der die zielgerichtete syste-
matische Erhebung von synoptischen bildlichen, hydromorph ologischen, -chemischen und -
physikalischen Gewässerdaten ermöglicht. Die aufgenommen, georeferenzierten Daten wer-
den in einem Geodatenbanksystem gespeichert, plausibilisiert und aufbereitet. Durch die Viel-
zahl aufgenommener Panoramabilder und Daten wird das Gewässerökosystem im Längs- und 
Querprofil sowie das Einzugsgebiet detailliert beschrieben und die Daten dienen als Grundlage 
für die Identifizierung von Ursache -Wirkungs-Beziehungen sowie der Absicherung von Ent-
wicklungszielen und der Ableitung von Maßnahmen. Im Rahmen dieses Projektes werden re-
gelmäßige Messkampagnen organisiert und durchgeführt. Das entwickelte Messsystem ist da-
bei sowohl für Fließgewässer verschiedener Größe, als auch für Talsperrenstaukörper bzw. 
Standgewässer geeignet und wurde bereits an beiden erfolgreich eingesetzt. 
Das Forschungsinstitut für Ökosystemanalyse und –bewertung e.V. (gaiac) ist ein im Jahr 
2003 gegründetes Forschungsinstitut an der RWTH Aachen und verfügt über langjährige Er-
fahrung in der Bearbeitung von anwendungsbezogenen ökotoxikologischen und ökologischen 
Fragestellungen. Forschungsschwerpunkte sind die Systemanalyse und –bewertung aquati-
scher und terrestrischer Lebensgemeinschaften und deren Veränderungen durch anthropogen 
bedingte Einflüsse. Neben experimentellen Ansätzen im Labor und Freiland stehen die Ent-
wicklung von mathematischen Modellen zur Darstellung biologischer Umweltprozesse sowie 
die Erarbeitung von Lösungsstrategien zur nachhaltigen Umweltentwicklung im Fokus.  
In Stehgewässern führt gaiac regelmäßig Planktonuntersuchungen sowie Nährstoffanalysen 
für Monitoring oder maßnahmenbegleitende Untersuchungen durch. Darüber hinaus biete t 
gaiac Bewertungen von Gewässerbiozönosen und die Erarbeitung von Managementkon zep-
ten für Stehgewässer an. Hierbei wurde bereits in mehreren Projekten unterstützend das von 
Dr. Tido Strauß entwickelte und validierte, numerische Computersimulationsmodell StoLaM 
zur Vorhersage von Populationsdynamiken und Nährstofffrachten eingesetzt.

Datenerfassung 
 
3 
 
2020 © FiW e.V.  
3 Datenerfassung 
3.1 Datenerfassung mittels RiverBoat 
3.1.1 Sensorik 
Das FiW hat im Rahmen des Verbundforschungsprojektes RiverView® gemeinsam mit seinen 
Partnern einen autonomen Messkatamaran (RiverBoat) entwickelt (Abbildung 1), der u.a. mit 
einer 360° -Panoramakamera, einem Breitband Singlebeam Echolot, einer Unterwasserka-
mera, einem Linienlaser und GNSS (Global Navigation Satellite System) ausgestattet ist. Mit 
diesen Messinstrumenten können die Bathymetrie des Gewässers und die Topographie des 
direkten Gewässerumfeldes erfasst werden. Der modulare Aufbau des RiverBoats ermöglicht 
den Einsatz verschiedener Messinstrumente, die für die jeweiligen wasserwirtschaftlichen Fra-
gestellungen entsprechend am Boot befestigt werden. 
 
Abbildung 1: RiverBoat mit Sensorik 
Für die Vermessung des Aasees kam das RiverBoat mit Echolot zum Einsatz. Die Daten wur-
den in Echtzeit georeferenziert. 
Die Echolotmessungen wurden mit einem Singlebeam -Breitband Echolot durchgeführt. Die 
technischen Spezifikationen ermöglichen auch Messungen in allen Flachwasserbereichen (ab 
30 cm Wassertiefe) und erzeugen Messwerte mit einer Auflösung von 6 mm. Die somit ermit-
telten Tiefenwerte können auf das absolute Nullniveau bezogen werden und ermöglichen so-
mit eine Vermessung der Höhenlage der Gewässersohle. Bei dem Echolot handelt es sich um 
ein Breitband-Echolot, das mit einem Frequenzspektrum von 80 bis 120 kHz arbeitet.

Datenerfassung  
 
4 
 
2020 © FiW e.V.  
3.1.2 Durchführung der Messung 
Die Vermessung erfolgte an 3 verschiedenen Terminen. An einem ersten Orientierungstermin 
wurden Daten für die o.g. wissenschaftliche Voruntersuchung erhoben. 
Die eigentliche Vermessung wurde im Frühjahr 2019 durchgeführt. Der See wurde im Spurab-
stand von 5 m befahren. Das Echolot zeichnet dabei mit einer Messfrequenz von 5 Hz Tiefen-
werte auf. 
Die Befahrung erfolgt durch eine Erfassung der Uferlinie als Grundlage zur Erstellung der au-
tomatischen Befahrungsrouten. Im Anschluss werden diese Routen auf Autopilot abgefahren. 
Das RiverBoat wird dabei begleitet um eine Beschädigung zu vermeiden.

Datenerfassung 
 
5 
 
2020 © FiW e.V.  
3.2 Datenerfassung mittels Subbottom-Profiler 
Der Subbottom-Profiler stellt ein hydroakustisches Messverfahren dar, mit welchem Schich-
tungen von S edimenten analysiert werden. Zum Einsatz kam das System SES -2000 Smart 
von Innomar.  
Das System wurde von einem bemannbaren Begleitboot, das von der Stadt Münster zur Ver-
fügung gestellt wurde,  aus eingesetzt. Einzelteile des Gerätes wie Steuercomputer, GNS S-
Empfänger und Wechselrichter sind in Abbildung 2 dargestellt. Der Schallgeber sendet ein 
Frequenzband aus, welches zur Ausbildung von Sekundärfrequenzen im Sediment führt. Das 
resultierende graphische Tiefenprofil kann im Postprocessing in eine Tiefenschichtung von 
Sedimenten übersetzt werden.  
 
 
Abbildung 2:  Die Geräte des Sedimentecholots 
 
Das Gerät sendet eine Primärfrequenz von circa 10 0 kHz aus und empfängt zusätzlich die 
Sekundärfrequenz von 10 kHz. Der am Gerät variierbare Gain des Signals, d.h. die Verstär-
kung des empfangenen Signals, wurde entsprechend der Wassertiefe zwischen den Gefahre-

Datenerfassung  
 
6 
 
2020 © FiW e.V.  
nen Abschnitten variiert. In flachen Bereichen wurde ein Gain von 0 gewählt, in tieferen Berei-
chen von bis zu 30. Aufgrund des höheren Gains werden tiefere Schichten deutlicher darge-
stellt, in flacheren Bereichen führt ein hoher Gain jedoch zu einer Übersteuerung des Signals. 
Mit dem Subbottom-Profiler wurden Längs- und Querprofile auf den Seen erfasst und im Post-
processing digitalisiert. Gleichzeitig wurden mit einer Messlatte Referenzpunkte aufgenom-
men, um die digitalisierten Tiefenwerte zu verifizieren. Es wurden insgesamt ca. 90 Referenz-
punkte aufgenommen. 
 
 
Abbildung 3:  Das Setup des Subbottom-Profilers

Datenerfassung 
 
7 
 
2020 © FiW e.V.  
3.2.1 Referenzpunktaufnahme 
Die Aufnahme der Referenzpunkte erfolgte, indem die Messlatte auf den Gewässergrund auf-
gesetzt wurde und ohne zusätzlichen Druck festgehalten  wurden. Dieser Tiefenwert wurde 
aufgenommen und die Messlatte anschließend an gleicher Position mit zusätzlichem Druck in 
das Sediment gedrückt, bis kein weiteres Eindringen mehr möglich war. Dieser zweite Tiefen-
wert wurde ebenfalls aufgenommen. Die Diffe renz der beiden Tiefen ergibt eine Mächtigkeit 
einer durchdringbaren Sedimentschicht. Die Referenzpunkte wurden über das GNSS-System 
des Subbottom-Profilers georeferenziert.  
 
 
Abbildung 4:  Die Messlatte zur Erhebung der Referenzwerte. Zu sehen sind Reste des Schlamms.

Datenerfassung  
 
8 
 
2020 © FiW e.V.  
3.3 Sedimentprobenahme 
Die Sedimentprobenahme erfolgte am 16.05.2019.  
Die Probenahme wurde vom Wasser aus vom Arbeitsboot MS Hedwig des Umweltamtes 
Münster durchgeführt.   
An jeder Probenahmestelle wurden 4 Proben entnommen, die Probenahmestellen sind in Ab-
bildung 6 dargestellt.  
Die Proben wurden gewonnen, indem mittels Eckmanngreifer eine weitestgehend ungestörte 
Sedimentprobe entnommen wurde. In diese Sedimentprobe wurden die Probenbehälter, 
transparente Plexiglasröhren, eingedrückt, gefüllt mit Schlamm entnommen und an der Unter-
seite verschlossen wurden. 
An den Probenahmestellen wurden außerdem die Vor -Ort-Parameter Wassertemperatur, 
Sichttiefe, Sauerstoffgehalt und Redox-Potential gemessen und Dokumentiert. 
Um eine weitest gehende Vermeidung von Umwelteinflüssen auf die entnommenen Proben 
zu vermeiden, wurden die Probegefäße temporär verschlossen.  
 
 
 
 
 
Abbildung 5: Durchführung der Sedimentprobenahme. Links: Ein Teil der Ausstattung auf dem Arbeitsboot 
"Hedwig", rechts: Entnahme der Sedimentproben mit Hilfe eines Ekmann-Greifers

Datenerfassung 
 
9 
 
2020 © FiW e.V.  
 
Parallel zur Sedimentprobenahme wurde an jeder Probenahmestelle eine Wasserprobe ent-
nommen. Hierfür wurde ein 5L -Kanister verwendet. Die Wasserprobe wurde sowohl für die 
Messung der Ausgangskonzentrationen der Zielparameter, als auch für die Über schichtung 
der Proben verwendet. Für die Überschichtung der Proben wurde das Wasser mit einer Vaku-
umpumpe gefiltert.  
Das Ergebnis der Probenahme ist in Abbildung 7 dargestellt. 
 
Abbildung 6:  Probenahmestellen am Aasee

Datenerfassung  
 
10 
 
2020 © FiW e.V.  
 
 
 
  
Abbildung 7:  Ein Teil der gewonnen Sedimentproben vom Aasee

Datenerfassung 
 
11 
 
2020 © FiW e.V.  
3.4 Durchführung der Stofffreisetzungsversuche 
Die Analytik der Sedimentproben aus dem Aasee fand vom 16.05.2019 bis zum 27.05.2019 
statt. 
Die entnommenen Sedimentproben wurden zunächst in Plexiglaszylinder eingebracht deren 
Volumen einen Liter umfasste. Das Volumen der Sedimentprobe wurde notiert und diese 
dann vorsichtig mit gefiltertem Wasser aus dem Aasee überschichtet.  
 
 
 
Abbildung 8:  Die Sedimentproberöhren mit den Schläuchen zur Belüftung bzw. Eingasung von Stick-
stoff 
Auf diese Art und Weise wurden zwei Reihen der selben Proben hergestellt, wobei eine 
Reihe in der Folgezeit belüftet wurde, um ein aerobes Milieu in der Wassersäule über dem 
Sediment zu schaffen. Die andere Reihe wurde mit Stickstoff begast, um so ein anaerobes 
Milieu zu schaffen. Innerhalb des genannten Zeitraums wurden täglich Sauerstoffgehalt, Re-
doxpotential und Temperatur gemessen. Für den Sauerstoff wurde dazu eine optische 
Sonde und für das Redoxpotential eine elektrochemische Sonde verwendet. 
Die Belüftung sorgte dafür, dass der Sauerstoffgehalt in der Wasserprobe konstant hoch 
blieb, in der mit Stickstoff begasten Versuchsreihe fiel der Sauerstoffgehalt rasch auf einen 
sehr niedrigen Wert ab und konnte für die Dauer der Versuchsdurchführung auf unter 1 mg/l 
gehalten werden.

Datenerfassung  
 
12 
 
2020 © FiW e.V.  
 
 
Jeweils am 16.05.2019, am 20.05.2019, am 23.05.2019 und am 27.05.2019 wurde zur Ana-
lytik der Nährstoffgehalte aus jeder Probe ein Volumen aus der Wassersäule entnommen. 
Die Analytik erfolgte photometrisch. Es wurden jeweils die Parameter Ammonium-Stickstoff, 
Nitrat-Stickstoff, Orthophosphat und Gesamtphosphor beprobt. Dadurch wurden die rückge-
lösten Nährstofffraktionen detailliert ermittelt. 
Die so gemessenen Nährstoffkonzentrationen an den jeweiligen Tagen wurden in, auf die 
Fläche bezogene, Rücklösungsraten umgerechnet. Dabei wurde folgendermaßen vorgegan-
gen: 
𝑅ü𝑐𝑘𝑙ö𝑠𝑢𝑛𝑔 [ 𝑚𝑔
𝑚2 ∗ 𝑑] =
(𝐾𝑜𝑛𝑧𝑒𝑛𝑡𝑟𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛0 − 𝐾𝑜𝑛𝑧𝑒𝑛𝑡𝑟𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛1) [𝑚𝑔
𝑙 ] ∗ 𝑉𝑜𝑙𝑢𝑚𝑒𝑛 [𝑙]
𝑂𝑏𝑒𝑟𝑓𝑙ä𝑐ℎ𝑒 [𝑚2] ∗ 𝑣𝑒𝑟𝑔𝑎𝑛𝑔𝑒𝑛𝑒 𝑍𝑒𝑖𝑡[𝑑]  
 
Die so berechnete Rücklösung diente als Grundlage für die folgende Simulation mit dem 
Programm StoLaM.  
 
  
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10Sauerstoffgehalt [mg/l]
O2
O2 aerob O2 anaerob
Abbildung 9:  Verlauf der Sauerstoffkonzentrationen in den beiden Versuchs-
reihen. Gemittelte Werte über alle Proberöhren

Datenauswertung 
 
13 
 
2020 © FiW e.V.  
4 Datenauswertung 
4.1 GNSS (Global Navigation Satellite System) 
Die während der Befahrung aufgezeichneten Rohdaten der Echolotmessungen enthalten un-
ter anderem einen Zeitstempel, die Position im UTM-System, den gemessenen Tiefenwert des 
Echolotes und Angaben zur GNSS -Lösung. Bei gutem Mobilfunk -Empfang werden die Mes-
sungen im RTK-Modus (Real-Time-Kinematik) durchgeführt. Die Lagekoordinaten des Korrek-
turdatendienstes AXIO-NET liegen im Bezugssystem UTM (WGS84) und die Höhen beziehen 
sich auf das Deutsche Haupthöhennetz (DHHN 16, GCG2016). AXIO-NET gibt die Lagegen-
auigkeit mit +/- 2 cm und die Höhengenauigkeit mit +/- 4 cm an. Die GNSS-Datenpunkte wur-
den, wie im folgenden Kapitel beschrieben, weiterverarbeitet. 
 
4.2 DGM-Erstellung 
Die Echolotmessungen wurden mit dem digitalen Geländemodell des Landes NRW 
(https://www.opengeodata.nrw.de/) zu einem digitalen Geländemodell interpoliert.  
Für die Erstellung des DGMs wurden jeweils mehrere Punktwerte in der Umgebung herange-
zogen und eine Dreiecksvermaschung (Delaunay Triangulation) angewendet. Als Ergebnis 
wurde ein regelmäßiges Raster mit 1 m Abstand erzeugt, für die Interpolation des TIN zu einem 
Rasterdatensatz wurde die Interpolationsmethode „Natural Neighbors“ angewendet. 
Die Ergebnisse liegen sowohl als Flächenmodell im geoTIFF -Format als auch in Form einer 
Punktliste in ASCII-Format vor. Das erstellte DGM bezieht sich als Sohlhöhe auf die Oberkante 
der Schlammschicht. 
 
 
  
Abbildung 10:  DGM-W des Aasees

Datenauswertung  
 
14 
 
2020 © FiW e.V.  
4.3 Auswertung der Subbottom-Profiler-Datensätze 
Für eine flächige Erfassung von Gewässertiefen werden üblicherweise akustische Laufzeitver-
fahren verwendet, deren ausgesendete Signale sich an einem Dichtesprung ganz oder teil-
weise reflektieren. Diese Reflektion kommt durch eine Änderung der Dichte zustande. Je nach 
Frequenz des verwendeten Echolots kommt eine veränderte Eindringtiefe zustande. Bei Breit-
brandecholot des Riverboats wird ein Band  von 80 bis 120 kHz  an Frequenzen verwendet. 
Der Subbottom-Profiler erreicht durch die Verwendung einer Primär - und Sekundärfrequenz 
(100 kHz und 10 kHz) insgesamt eine höhere Eindringung. Damit ist die Ansprache von ver-
schieden dichten Medien möglich. 
Das Ziel der vorliegenden Untersuchung war die Erfass ung von Schlammmächtigkeiten aus 
hydroakustischen Messverfahren. Dies wurde mit den zwei verschiedenen Echoloten getestet 
und über Referenzmessungen validiert . Die gewählte Methodik zur Referenzierung der Tie-
fenwerte war eine vergleichende Tiefenmessung mittels Messlatte.  
Die flächendeckende Erfassung von Schlammmächtigkeiten wurde anhand der Daten sätze 
des Subbottom-Profilers durchgeführt. Mittels der vom Hersteller (Fa. Innomar GmbH) mitge-
lieferten Auswertesoftware wurden die Ergebnisse der Aufnahme der Subbottom-Profiler Da-
tensätze ausgewertet.  
Dem hier angewendeten Verfahren liegen folgende Annahmen und Definitionen zu Grunde: 
 „Schlamm“ bezeichnet hier eine weiche Sedimentschicht auf der Sohloberfläche, wel-
che sich dadurch auszeichnet, dass sie mit der Messlatte durchdringbar ist 
 Es wurden insofern pro Referenzpunkt zwei Tiefen erfasst: 
- Wassertiefe bei Aufsetzen der Messlatte auf die Sedimentoberfläche ohne 
zusätzliches Gewicht 
- Tiefe bei „Drücken“ der Messlatte in das Sediment hinein

Datenauswertung 
 
15 
 
2020 © FiW e.V.  
Die Digitalisierung der Schlammmächtigkeiten des Subbottom-Profilers ergibt eine räumliche 
Verteilung der Mächtigkeiten wie in der folgenden Abbildung dargestellt. 
 
 
  
Abbildung 11:  Mächtigkeit der Schlammauflage nach Digitalisierung SBP

Datenauswertung  
 
16 
 
2020 © FiW e.V.  
4.4 Auswertung der Stofffreisetzungsversuche 
Die gemessenen Konzentrationen wurden über die Querschnittsfläche der Probenzylinder und 
des im Zylinder verbliebenen Wasservolumens umgerechnet in eine Freisetzungsrate pro Flä-
che und Zeit [mg/m²*d]. Dies ist die Zieleinheit, welche für die Modellierung der Rücklösungs-
raten in StoLaM verwendet wird. 
Die Ergebnisse der Stofffreisetzungsversuche zeigen den Erwartungen entsprechende Ten-
denzen der Rücklösung bzw. Sedimentation der betrachteten Nährstoffe. Die Größenordnun-
gen der Rücklösungsraten sind jedoch erstaunlich hoch. Mit Größenordnungen von bis zu 
30 mg/m²*d bzw. fast 40 mg/m²*d bei ortho-Phosphat und Gesamtphosphat ist hier ein beson-
ders hohes Freisetzungspotential vorhanden.  
Aus diesen Ergebnissen wurden die Freisetzungsraten abgeleitet, die im Modell angesetzt 
wurden. Für die Rücklösung von gesamt-P wurde im aeroben Zustand 2.0 mg/m²*d angesetzt, 
im anaeroben Milieu 34.3 mg/m²*d. Die relevanten angesetzten Rücklösungsraten der Stick-
stoffverbindungen betraf hauptsächlich die anaerobe Rücklösung von Ammonium, hier wurde 
29.6 mg/m²*d angesetzt. 
 
 
Abbildung 12:  Ergebnisse der Stofffreisetzungsversuche

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
17 
 
2020 © FiW e.V.  
5 Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
5.1 Genereller Aufbau des Modells 
Das Gewässergütemodell StoLaM 
Das dynamische Seenmodell StoLaM (Stoichiometric Lake Model, Strauss 2009) ist sowohl 
für kleine als auch größere Seen ausgelegt. Es berücksichtigt die in Flachgewässern wichtigen 
Sediment-Wasser-Interaktionen sowie die in vor allem in tieferen Gewässern bedeutsamen 
vertikalen Gradienten physikalisch-chemischer Parameter. Die Basis bildet das eindimensio-
nale (vertikal aufgelöste) hydrodynamische Modul HyLaM (Hydrodynamic Lake Model) unter 
Verwendung stündlicher Wetterdaten. Aufgrund der zeitlich und räumlich hohen Auflösung 
wird somit die realitätsnahe Simulation der seeinternen physikalischen Bedingungen (Tempe-
ratur- und Lichtgradienten, Turbulenz) zur Darstellung der Nährstoff - und Planktondynamik 
ermöglicht. Ebenso können der Einfluss wechselnder Wetterbedingungen, Zuflussmengen, 
Nährstoffeinträge und die Morphologie des Gewässers berücksichtigt werden (Abbildung 13).  
Das hydrodynamische Modul wurde mit einem komplexen ökologischen Seenmodell gekop-
pelt, welches die für Seen wesentlichen Nahrungsnetzkomponenten und Nährstoffinteraktio-
nen einschließt. Neben der Darstellung der Sauerstoffdynamik erlaubt das Modell die Simula-
tion mehrerer Zooplankton- und Phytoplanktongruppen. Der Kreislauf der wichtigsten Pflan-
zennährstoffe (Stickstoff- und Phosphorfraktionen sowie Silizium) wurde unter Beachtung ihrer 
stöchiometrischen Relationen bei Nährstoffaufnahme und Regeneration durch die Planktonor-
ganismen modelliert (Abbildung 14). 
Mithilfe eines Fischmoduls kann sowohl der Einfluss omnivorer Weißfische auf das Zooplank-
ton als auch der fischbedingte Nährstoffeintrag aus dem Sediment in die Wassersäule darge-
stellt werden, der in vielen eutrophen Flachseen eine wesentliche Rolle spielt.  
Als Eingangsdaten für das Modell werden neben den Startwerten der Zustandsgrößen, die zu 
jedem Zeitpunkt den aktuellen Zustand der Simulation beschreiben, Daten zu den Randbedin-
gungen wie Zu- und Abflussmengen, Nährstofffracht und Wetterdaten benötigt. Zur gewässer-
spezifischen Parametrisierung sind Angaben zur Beckenmorphometrie und Struktur des Nah-
rungsnetzes, sedimentspezifische Kenngrößen wie O 2-Zehrung und Nährstoffrücklösungsra-
ten sowie Trübung des Wasserkörpers erforderlich.

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
18 
 
2020 © FiW e.V.  
 
Abbildung 13:  Modellierte Nährstoffflüsse. 1: Zufluss; 2: oberflächlicher Abfluss; 3: Tiefenwasserab-
leitung; 4: Versickerung; 5: turbulente Diffusion; 6: Sedimentation; 7: Absinken; 8: Ver-
tikalwanderung von Algen; 9: aerobe und a naerobe Sedimentfreisetzung, Aktivität 
benthivorer Fische; 10: N2-Fixierung und Denitrifikation. 
 
Abbildung 14:   Schematische Darstellung der modellierten Nährstoffflüsse im Seenmodell StoLaM 
(Fraßbeziehungen als graue Pfeile). 
 
Das Modell HyLaM erlaubt, neben der Berechnung der Temperaturdynamik, auch die Simula-
tion von Sauerstoffverhältnissen im Gewässer. Dazu müssen gemessene Werte für die Sicht-
tiefe und das Chlorophyll-a eingegeben werden, da diese nicht dynamisch simuliert  werden. 
Im komplexen Seenmodell StoLaM ist die Sauerstoffentwicklung abhängig von der dynami-
schen Entwicklung der Phytoplanktonpopulationen mit ihren ökosystemaren Rückkopplungen. 
In diesem Projekt wurden die Simulationen, wenn nicht anders berichtet (z.B . Verwendung 
HyLaM in Kapitel 0), mit dem Modell StoLaM durchgeführt. 
Das Modell ist in einer deutschsprachigen Dissertation (Strauss 2009) ausführlich dokumen-
tiert und als download frei verfügbar (siehe Literatur). Das hier entwickelte Temperaturmodul, 
welches integraler Bestandteil der Modelle HyLaM und StoLaM ist, wurde in der Publikation 
von Gross (2017) intensiv validiert. Anwendungsbeispiele zur Gewässergütemodellierung und 
Managementplanung (Projekte mit der Stadt Alsdorf sowie dem Erftverband, Bergheim) finden 
sich in Strauss (2008). Eine Erweiterung des Modellansatzes ist von Strauss et al. (2017) pu-
bliziert worden. 
 
 
 
1 2
3
5
6
7 8
9
9
10
4
4
 
N P Si
N P
N P Si N P Si
N P
 
N P
benthivore
Fische
zooplanktivore
Fische
herbivores 
Zooplankton
omnivores 
Zooplankton
Netzplankton Mikroalgen
Sediment
Detritus
anorganische
Nährstoffe

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
19 
 
2020 © FiW e.V.  
5.2 Datengrundlage 
In Zusammenarbeit mit dem Tiefbauamt Münster und dem Amt für Grünflächen, Umwelt und 
Nachhaltigkeit wurden die für die Modellierung notwendigen Datensätze zusammengetragen.  
Die wichtigsten Datengrundlagen stellten hier bei dar: 
 Wetterdaten der WWU Münster und der FH Münster 
 Abflussdaten der Aa der Pegelstation Roxeler Str. 
 Abflussdaten des Wehres unterhalb des Aasees 
 Monitoringergebnisse des Untersuchungsprogrammes zur Phosphatfälling, erstellt 
von Herrn Dr. Ansgar Schülting 
 Weitere Erfassung von Online-Parametern am Aasee durch Herrn Hirschmann 
 
Tabelle 1:  Wesentliche Datengrundlage und Quellen 
Parameter Quelle Auflösung 
Morphometrie FiW 1m x 1m  
Sedimentfreisetzung FiW Versuche FiW 2019 
Wetterdaten FH & WWU Münster 10-Minütig oder feiner 
Zu- und Abflüsse (Wasser-
mengen) 
Aa Roxeler Str.: Online -Pegelstation des 
Landes 
Wehr: Messdaten Tiefbauamt Münster 
 
10-Minütig 
Zufluss (Nährstoffe) Berichte Herr Dr. Schülting ca. monatlich 
Monitoringdaten Aasee 
(Nährstoffe, Chlorophyll a, 
Temperatur, Sauerstoff) 
Berichte Herr Dr. Schülting  ca. monatlich 
Halbquantitative Plank-
tonanalysen 
Berichte Herr Dr. Schülting ca. monatlich in den Som-
mermonaten 
Kontinuierliche Sauerstoff- 
und Temperaturmessung 
Ab 05.11.2018 (neuer Aasee) 
Ab 15.10.2018 (alter Aasee) 
< 1h 
Chlorophyll-a Konzentratio-
nen, Temperaturen und 
weitere Parameter 
Monitoringprotokolle Herr Hirschmann Unregelmäßig

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
20 
 
2020 © FiW e.V.  
5.2.1 Datensätze des ab 2018 eingerichteten Onlinemonitorings der Sauer-
stoff- und Temperaturverläufe im Aasee 
Im Nachgang des Fischsterbens 2018 wurden im Aasee zwei Messstellen eingerichtet, an 
denen kontinuierlich Sauerstoff und Temperatur gemessen werden. Jede dieser Messstellen 
ist mit jeweils zwei Sonden ausgestattet, eine in Nähe des Gewässergrundes, eine oberflä-
chennah (ca. 0,5 m unterhalb der Oberfläche und ca. 0,5 m oberhalb des Gewässergrundes).  
Die Ganglinien des Sauerstoffgehaltes und der Temperatur sind in Abbildungen für den Neuen 
Aasee dargestellt, analog dazu sind die Daten für den Alten Aasee vorhanden.  
 
0
5
10
15
20
25
30
35
27.10.2018 00:00 04.02.2019 00:00 15.05.2019 00:00 23.08.2019 00:00 01.12.2019 00:00
Temperatur [°C]
Temperatur Neuer Aasee
Temp 0,5m
Temp 1,5m
Abbildung 15:  Temperaturganglinie des Onlinemonitorings (neuer Aasee) 
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
27.10.2018 00:00 04.02.2019 00:00 15.05.2019 00:00 23.08.2019 00:00 01.12.2019 00:00
Sauerstoff [mg/l]
Sauerstoff Neuer Aasee
NeuerAasee O2 0,5m
NeuerAasee O2 1,5m
Abbildung 16:  Sauerstoffganglinie des Onlinemonitorings (neuer Aasee)

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
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5.2.2 Morphometrie 
Als eine wesentliche Datengrundlage für das Modell StoLaM dient die Morphometrie des Ge-
wässers. Die geometrische Form des Gewässers wird als Wasserstands-Flächen-Beziehung 
in das Modell eingespeist.  
Dieser Datensatz wurde aus dem digitalen Geländemodell (vgl. Kapitel 4.2) abgeleitet.  
 
 
Modelltechnisch wurde die Tiefenvermessung übersetzt in 8 Tiefensegmente mit einer Höhe 
von jeweils 25 cm, die sich in ihrer Oberfläche unterscheiden. Das morphometrische Profil, 
welches in allen Simulationen verwendet wurde, ist in Abbildung 18 dargestellt. Die maximale 
Tiefe des Aasees wurde auf 4 m gesetzt. 
 
Abbildung 18: Morphometrische Eingangsdaten für die Modelle HyLaM und StoLaM. 
 
0
50000
100000
150000
200000
250000
300000
350000
400000
0.125 0.375 0.625 0.875 1.125 1.375 1.625 1.875
Oberfläche [m2]
Mittlere Tiefe [m]
0.25 m Layer
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
0,000,501,001,502,002,503,00
Wasserfläche [ha]
Wasserstand [m]
Tiefe-Wasserfläche-Beziehung
Abbildung 17:  Wasserstands-Flächen-Beziehung des Aasees

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
22 
 
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5.2.3 Gewässer-Trübung 
Die Gewässertrübung ist für den Wärmehaushalt von Gewässern relevant, da eine hohe Trü-
bung eine Temperaturschichtung im Sommer begünstigt. Des weiteren bestimmt sie die Licht-
verfügbarkeit der Algen in unterschiedlichen Tiefen, und somit auch die Sauerstoffprod uktion 
in den spezifischen Tiefen. Da die Trübung ein Seenspezifischer Wert ist, wurden zur Para-
metrisierung Freilandwerte genutzt. 
Die Trübung wird als Secchi-Sichttiefe [m] gemessen, und für das Modell in den Attenuations-
koeffizienten umgerechnet [1/m]. Aus den Freilanddaten vor und nach dem Fischsterben 
wurde die Lichtattenuation des Wassers ohne Chlorophyll a als Maß für die Trübung durch 
gelöste Substanzen (Huminstoffe etc…) oder Detritus abgeleitet (vgl. Abbildung 19). Für die 
Situation mit normalem Fischbesatz (2016 -Herbst 2018) wurde für die Chlorophyll -unabhän-
gige Grundtrübung ein Attenuationskoeffizient k von 3 abgeleitet. Für den Zeitraum nach dem 
Fischsterben (Herbst 2018-2019) wurde ein Attenuationskoeffizient k von 1 angenommen. 
 
 
 
 
Abbildung 19: Trübungswerte vor (oben) und nach (unten) dem Fischsterben im Aasee. Korrelation 
zwischen Chlorophyll-a-Konzentration mit der Sichttiefe (links) und dem Attenuations-
koeffizienten (rechts). 
  
y = 0.6497x-0.047
R² = 0.0472
0
0.5
1
1.5
2
1 10 100 1000
Sechhi-Sichttiefe [m]
Chl-a [µg/L]
04.2016-07.2018
y = 3.1401x0.0472
R² = 0.0472
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
6.0
1 10 100 1000
Attenuationskoeffizient k 
[1/m]
Chl-a [µg/L]
04.2016-07.2018
y = 7.948x-0.595
R² = 0.9107
0
0.5
1
1.5
2
1 10 100 1000
Sechhi-Sichttiefe [m]
Chl-a [µg/L]
09.2018-09.2019
y = 0.2567x0.5954
R² = 0.9107
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
6.0
7.0
1 10 100 1000
Attenuationskoeffizient k 
[1/m]
Chl-a [µg/L]
09.2018-09.2019

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
23 
 
2020 © FiW e.V.  
5.2.4 Wetter 
Die im Modell verwendeten Wetterdaten stammen von der Wilhelms-Universität Münster und 
der Fachhochschule Münster. Diese wurden entsprechend den Anforderungen des Modells 
(10-Minuten-Schritte) umformatiert.  
Im Ergebnis liegen für die Jahre 2016, 2017 und 2018 (in 2019 bis zum Spätsommer) vollstän-
dige Zeitreihen für das Modell vor. Die genutzten Datensätze umfassen die folgenden Para-
meter: 
 Globalstrahlung 
 Lufttemperatur 
 Luftdruck 
 Relative Luftfeuchtigkeit 
 Windgeschwindigkeit 
 
5.2.5 Aufbereitung der Zu- und Abflussdaten 
Zur Darstellung des Zu- und Abflussgeschehens des Sees wurden dem FiW Pegeldaten der 
Münsterschen Aa im Zufluss (Roxeler Str.) und Abflusswerte des Wehres unterhalb des Sees 
bzw. der zugehörigen Fischaufstiegsanlage zur Verfügung gestellt.  
Die Datensätze wurde entsprechend der für das Modell geforderten Auflösung aufgearbeitet 
und gaiac zur Verfügung gestellt. 
Die Abflussdaten der Aa lagen als 30 -Minuten-Werte vor, für das Modell wurden diese auf 
Tagesmittelwerte umgerechnet. 
Die Abflussdaten der Münsterschen Aa wurden als Eingangsdaten für das Modell verwendet, 
die Abflüsse aus dem Aasee wurden im Modell nicht verwendet.

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
24 
 
2020 © FiW e.V.  
 
 
 
 
1,00
10,00
100,00
1000,00
10000,00
100000,00
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Abfluss [l/s]
Zu- und Abfluss Aasee 2016
Abfluss Aa [L/s] Abfluss Wehr [L/s]
1
10
100
1000
10000
100000
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Abfluss [l/s]
Zu- und Abfluss Aasee 2017
Abfluss Aa [L/s] Abfluss Wehr [L/s]
Abbildung 20:  Zu- und Abflüsse Aasee 2016 
Abbildung 21:  Zu- und Abflüsse Aasee 2017

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
25 
 
2020 © FiW e.V.  
 
 
 
 
 
 
1
10
100
1000
10000
100000
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Abfluss [l/s]
Zu- und Abfluss Aasee 2018
Abfluss Aa [L/s] Abfluss Wehr [L/s]
Abbildung 23:  Zu- und Abflüsse Aasee 2018 
1
10
100
1.000
10.000
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Abfluss [l/s]
Zu- und Abfluss Aasee 2019
Abfluss Aa [L/s] Abfluss Wehr [L/s]
Abbildung 22:  Zu- und Abflüsse Aasee 2019

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
26 
 
2020 © FiW e.V.  
5.2.6 Nährstoffgehalte im Zufluss 
Die für die Simulation des Zuflusses zum Aasee benötigten Nährstoff-Konzentrationen aus der 
Münsterschen Aa wurden an der Messstelle Haus Kump (nach Phosphorfällung) erhoben (Ab-
bildung 24 bis Abbildung 27).  
Die Differenz von Gesamtphosphor und ortho-Phosphat wurde als Detritus-gebundener Phos-
phor in das Modell eingelesen. Somit ist diese Fraktion in der Lage, nach Zufluss in den Aasee 
je nach den Herrschenden Bedingungen sowohl remineralisiert zu werden als auch zu sedi-
mentieren. 
Die Siliziumkonzentration wurde nach stichprobenhaften Messungen Ende 2019 auf 3 mg Si/L 
gesetzt. 
Die Nährstoffkonzentrationen wurden für den jeweiligen Messtag in das Modell eingelesen und 
bis zum nächsten Messwert konstant beibehalten. 
 
Abbildung 24: Ortho-Phosphat(SRP)-Konzentration in der Münsterschen Aa an der Messstelle Haus 
Kump (2016-2019).  
 
Abbildung 25: Detritus-gebundener Phosphor in der Münsterschen Aa an der Messstelle Haus Kump 
(2016-2019). 
 
Abbildung 26: Nitratkonzentration in der Münsterschen Aa an der Messstelle Haus Kump (2016-2019). 
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
SRP [mg P/L]
Day of the year
SRP
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Detritus-P [mg P/L]
Day of the year
DetrP
0
2
4
6
8
10
12
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Nitrat [mg N/L]
Day of the year
NO3

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
27 
 
2020 © FiW e.V.  
 
Abbildung 27: Ammoniumkonzentration in der Münsterschen Aa an der Messstelle Haus Kump (2016-
2019). 
 
5.2.7 Biologische Messdaten 
Biologische MessdatenDaten zum Phytoplankton lagen als Chlorophyll-a-Konzentration vor. 
Die Messungen wurden mit Fluoreszenzmessgeräten durchgeführt. Dabei wurde das Ge-
samtchlorophyll sowie Cyanobakterien-assoziiertes Chlorophyll differenziert. Dies erlaubt ei-
nen groben Vergleich zwischen den Modellergebnissen ( modellintern und algengruppenspe-
zifisch umgerechnet in Chlorophyll-a) und den Messungen. Die Dominanz innerhalb des Phy-
toplanktons konnte grob anhand halbquantitativer Erhebungen abgeleitet werden. Eine häufig 
dominante Blaualge ist die Art Aphanizomenon flos-aquae, für die eine getestete Modell -Pa-
rametrisierung in StoLaM vorliegt. Die Chlorophyll-Messungen lassen allerdings keine weitere 
Differenzierung zwischen Nicht -Blaualgen zu. Ebenfalls erlaubt dieser Endpunkt keine Aus-
sage über andere Eigenschaften der Phytoplankter wie z.B. ihre Größe, welche die Fressbar-
keit durch Zooplankter oder ihre Sedimentationsgeschwindigkeit bestimmt.  
Für das Zooplankton lagen stichprobenhafte Quantifizierungen zu den wichtigsten Gruppen  
für die Jahre 2016-2019 vor. 
Zu den Fischen im Aasee waren bisher keine belastbaren Daten verfügbar. Die Modellpara-
metrisierung ist in Kapitel 5.5.5 erläutert. 
5.2.8 Bewertung der Datengrundlage 
Eine wesentliche Datenlücke stellen die Abschläge aus dem Kanalnetz dar. Hier entwässern 
relevante Flächen im Misch- und Trennsystem in den Aasee, es liegen aber keine Messwerte 
zu Mengen und Qualität der Abschläge vor. Lediglich die genehmigten Abschlagsm engen 
nach Genehmigungsbescheid sind bekannt, welche nicht ausreichend für eine Abschätzung 
der Abflussmengen- und Qualitäten sind. Dies ist eine relevante Wissenslücke. Aufgrund der 
hohen Nährstoffeinträge aus der Aa wird hier allerdings davon ausgegangen , dass Nieder-
schlagswasserabschläge aus dem Kanalnetz keine primäre Nährstoffquelle darstellen. Es 
wäre für eine zukünftige weitere Betrachtung der trophischen Zusammenhänge im Aasee sehr 
hilfreich, hier Durchflussganglinien zu messen und, zumindest Stichprobenartig, Nährstoffe zu 
analysieren, um darüber Frachten abschätzen zu können. 
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Ammonium [mg N/L]
Day of the year
NH4

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
28 
 
2020 © FiW e.V.  
Die neu geschaffenen Sauerstoff- und Temperaturmessungen im Aasee stellen eine deutliche 
Verbesserung der Datengrundlage dar. Insb. die Messungen oberflächennah und am Grund 
sind eine große Hilfe, um Schichtungsprozesse einschätzen zu können. Die Auflösung der 
Messungen sind hier ebenfalls sehr detailliert. 
Auffällig ist, insb. bei logarithmischer Auftragung der Abflusswerte, dass die Abflüsse aus dem 
Aasee z.T. deutlich höher liegen als der Zufluss zum Aasee aus der Münsterschen Aa. Für die 
Modellierung wurden nur die Zuflusswerte verwendet, daher ist dies hier als nicht sehr relevant 
zu bewerten, allerdings sollte hier ggfs. geprüft werden, wie diese Differenz zustande kommt.  
Eine Informationslücke stellt auch das Nahrungsnetz dar. Insbesondere eine Quantifizierung 
des Fischbesatzes war uns nicht bekannt, ist aber für verschiedene Prozesse des Nahrungs-
netzes sehr relevant. 
5.3 Kalibrierung des Modells und Standardlauf 
Grundsätzlich wurde das Modell StoLaM in der Parametrisierung möglichst unverändert ge-
nutzt. Es wird davon ausgegangen, dass allgemeingültige Parameter nicht an die spezifische 
Situation angepasst werden müssen. Gewässerspezifische Parameter hingegen müssen aus 
Messdaten abgeleitet werden, oder es müssen Werte aus vergleichbaren Gewässern verwen-
det werden. 
Für den Aasee wurden zur Nutzung der Modelle lediglich folgende gewässerspezifische Para-
meter kalibriert: 
Die effektive Windstärke auf der Seeoberfläche (Kapitel 5.3.1 und 0), die Sauerstoffzehrung in 
der Wassersäule und des Sediments (Kapitel 0). 
Die seespezifischen Freisetzungsraten von Nährstoffen aus dem Sediment wurde mit Hilfe 
von Sedimentkernen gemessen (vgl. Kapitel 3.4).  
Weitere wichtige Parameter wurden aufgrund fehlender Werte angenommen. So wurde die für 
den Stickstoffkreislauf bedeutsame Denitrifikationsrate auf den Wert von 10 [L · m -2 · Tag-1] 
eingestellt. Allerdings wurden auch höhere Werte exemplarisch evaluiert (siehe Kapitel 5.5.5). 
Für den Fischbestand lagen keine belastbaren Daten vor, zur Parametrisierung der Fische 
siehe Kapitel 5.5.5. 
Größere Modellunsicherheiten ergeben sich  aus Datenlücken in den Eingangsdaten, insbe-
sondere der Wassermengen und Nährstoffgehalte der Zuflüsse. Für diese wurden die vorlie-
genden Daten verwendet. Die Nährstoffkonzentrationen wurden für den jeweiligen Messtag in 
das Modell eingelesen und bis zum nächsten Messwert konstant beibehalten. 
Die verwendeten Parameter sind in Tabelle 3 und in Kapitel 5.3.3 dargestellt.

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
29 
 
2020 © FiW e.V.  
5.3.1 Wetter und Wassertemperatur 
 
Grundsätzlich ergeben die Wetterdaten von Münster in der Simulation ähnliche Wassertem-
peraturen wie die Aachener Daten, die zuvor in ersten Simulationen Verwendung fanden (Ab-
bildung 28). Dies zeigt, dass die Entwicklung der Wassertemperatur keine lokale Sondersitu-
ation darstellt. Alle weiteren Simulationen wurden mit den Wetterdaten aus Münster durchge-
führt. Grundsätzlich wurde für den Standardlauf und die Szenarienrechnungen eine Reduktion 
der gemessenen Windwerte um 30% vorgenommen (Kalibrierung siehe Kapitel 0). 
Abbildung 29 zeigt die Wassertemperatur in 50 cm Tiefe für verschiedene Windstärken. In 
Kapitel 0 wird die Reduktion der Windstärke im Modell hinsichtlich der Sauerstoffkonzentration 
näher begründet. Hier zeigt sich allerdings kein signifikanter Einfluss der Windstärke auf die 
Wassertemperatur in 50 cm Tiefe, selbst bei einer Reduktion der Windstärke um 50%. 
 
 
Abbildung 28: Vergleich simulierter (Linie n) und gemessener (Symbole) Wassertemperaturen in 50 
cm Tiefe für verschiedene Wetterstationen in 2016-2019. Aachener (rot) und Münstera-
ner (grün) Wetterdaten. Windreduktion: -30 %. Messpunkte: Alter Aasee (grüner Punkt), 
Neuer Aasee (blauer Punkt), Aasee ohne weitere Angaben (schwarzer Punkt). 
 
Abbildung 29: Vergleich simulierter (Linien) und gemessener (Symbole) Wassertemperaturen in 50 
cm Tiefe für verschiedene Windstärken in 2016 -2019 (Wetterstation Münster). Keine 
Windanpassung (blau), -30% (grün) und -50% (rot) Windreduktion ( Messpunkte: Alter 
Aasee (grüner Punkt),  Neuer Aasee (blauer Punkt), Aasee ohne weitere Angaben 
(schwarzer Punkt). 
Sowohl die Simulation als auch die Messung der Wassertemperatur in 50 cm Tiefe  ergeben  
für den Sommer 2019 regelmäßige Wassertemperaturen weit über 20 °C, in den Spitzen sogar 
über 30°C (Abbildung 30). Diese hohen Wassertemperaturen sind für die gesamten Stoffum-
sätze äußerst relevant.  
Der Vergleich zwischen den Simulationen und den Messungen zeigt eine gute Übereinstim-
mung. Dies gilt ebenfalls für die Temperaturamplituden zwischen 0,5 m und 1,5 m Tiefe, die

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
30 
 
2020 © FiW e.V.  
ein Maß für die Schichtung darstellen. Diese betragen in der Simulation im Sommer regelmä-
ßig 4-6°C, zum Teil darüber hinaus, und konnten im Sommer 2019 ebenfalls gemessen wer-
den mit Spitzenwerten von über 6°C (vgl. Abbildung 31 und Abbildung 32).  
Die gute Übereinstimmung der Simulationen mit stündlicher Auflösung mit den kontinuierlichen 
Messwerten im Aasee (10 – 15 Minütige Messungen) von November 2018 bis Juni 2019 zeigt, 
dass die thermischen Bedingungen mit dem Modell gut abgebildet werden können. Dies be-
stätigt auch die Simulation der thermischen Vertikalschichtung, die eine wesentliche Voraus-
setzung für die Gewässergütesimulation des Aasees darstellt. 
 
 
Abbildung 30: Vergleich von simulierten Wassertemperaturen (rot) mit Messungen im alten Aasee 
(schwarz) und neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 in 0,5 m Wassertiefe. 
 
 
  
Temperature in 0.5 m water depth
Day of the year
1000 1100 1200 1300 1400
Temperature difference [°C]0
5
10
15
20
25
30
35
Measurements Alter Aasee
Simulation
Measurements Neuer Aasee

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
31 
 
2020 © FiW e.V.  
 
Abbildung 31: Vergleich simulierter (rot) und gemessener (schwarz) Temperaturdifferenzen zwischen 
0,5 m und 1,5 m Wassertiefe über vier Jahre. 
 
 
Abbildung 32: Vergleich simulierter (rot) und gemessener (schwarz) Temperaturdifferenzen zwischen 
0,5 m und 1,5 m Wassertiefe für das Intervall Ende 2018 bis Ende 2019. 
 
 
 
  
Temperature difference between 0.5 and 1.5 m water depth
Day of the year
0 200 400 600 800 1000 1200 1400
Temperature difference [°C]
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
12
Measurement
Simulation
Day of the year
1000 1100 1200 1300 1400 1500
Temperature Difference [°C]
-4
-2
0
2
4
6
8
10
Measurement
Simulation
Temperature difference between 0.5 and 1.5 m water depth

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
32 
 
2020 © FiW e.V.  
5.3.2 Sauerstoff 
 
Die Parameter für die Sauerstoffzehrung im Wasserkörper (BOD) und des Sediments (SOD) 
wurden weitestgehend von Daten anderer eutropher Flachseen (Strauss 2009) übernommen 
und nur geringfügig angepasst (Biochemischer Sauerstoffbedarf BOD (20°C): 0,5 mg O2 · L-1 
· Tag-1; Sauerstoffbedarf des Sediments SOD (20°C): 1.14 g O2 · m-2 · Tag-1). 
Wichtig war hierbei die Kalibrierung der effektiven Windstärke, da über diese die Temperatur-
schichtung und in direkter Folge der Sauerstoffgehalt in der Tiefe und die Nährstofffreisetzung 
beeinflusst werden. Daher wurde als Zielgröße die Gesamtphosphoranreicherung im Aasee 
verwendet, und daran die nötige Windreduktion kalibriert die nötig ist, um eine ausreichende 
Schichtung mit den abhängigen Prozessen zu generieren. In Abbildung 33 sind Simulationen 
mit dem Modell StoLaM mit verschiedenen Windstärken gezeigt. Es wurde eine Reduktion von 
30% der Windstärke für alle künftigen Simulationen ausgewählt. Abbildung 34 zeigt den Wind-
einfluss auf die Sauerstoffkonzentration in der Nähe des Sedimentes (1.8 m Tiefe).  
 
Eine Überprüfung des angepassten Windes und der Sauerstoffzehrungsraten ist in Abbildung 
35 und Abbildung 36 dargestellt. Hier wurden die mit dem Modell HyLaM simulierten Sauer-
stoffsättigungen in 0,5 m und 1,5 m Tiefe mit den kontinuierlichen Messungen im Neuen Aasee 
verglichen. Die gute Übereinstimm ung bestätigt die vorhergehende Kalibrierung der Wind-
stärke. 
 
Abbildung 33: Simulation der Phosphorkonzentrationen in Abhängigkeit vom Windeinfluss mit dem 
Modell StoLaM. Ohne Windänderung (grün), mit -15% (blau) und -30% Windreduktion 
(rot).  
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
 -0 % Wind  -15 % Wind  -30 % Wind

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
33 
 
2020 © FiW e.V.  
 
Abbildung 34: Simulation der Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) in Abhängigkeit vom Windein-
fluss in 1.8 m Wassertiefe. Ohne Windänderung (rot), mit -15% (blau) und -30% Wind-
reduktion (schwarz). Simulationen mit dem Modell StoLaM. 
 
Abbildung 35: Vergleich von simulierten Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) (rot) mit Messun-
gen im neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 in 0,5 m Wassertiefe. Simulationen 
mit dem Modell HyLaM. 
 
Abbildung 36: Vergleich von simulierten Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) (rot) mit Messun-
gen im neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 in 1,5 m Wassertiefe. Simulationen 
mit dem Modell HyLaM. 
 
 
Day of the year
0 200 400 600 800 1000 1200 1400
Oxygen saturation [%]
0
20
40
60
80
100
120
StoLaM Simulationen
-15 % Wind0 % Wind -30 % Wind
Day of the year
1100 1150 1200 1250 1300 1350 1400
Oxygen saturation [%]
0
50
100
150
200
250
300
Measurements 0.5 m
Simulation 0.5 m
Day of the year
1100 1150 1200 1250 1300 1350 1400
Oxygen saturation [%]
0
50
100
150
200
250
300
Measurements 1.5 m
Simulation 1.5 m

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
34 
 
2020 © FiW e.V.  
Die mit dem Modell StoLaM simulierten Sauerstoffkonzentrationen wurden für zwei Tiefen (0,5 
und 1,5 m) ebenfalls überprüft. Hierbei wurde die für die Fragestellung relevante untere Gang-
linie der Sauerstoffmessungen sowohl für die Tiefe 0,5 m (vgl. Abbildung 37) und 1,5 m Tiefe 
(Abbildung 38) vom Modell gut getroffen. 
 
 
Abbildung 37: Vergleich von simulierten Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) (rot) mit Messun-
gen im neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 in 0,5 m Wassertiefe. Simulationen 
mit dem Modell StoLaM. 
 
Abbildung 38: Vergleich von simulierten Sauerstoffkonzentrationen (% Sättigung) (rot) mit Messun-
gen im neuen Aasee (blau) Ende 2018 bis Ende 2019 in 1,5 m Wassertiefe. Simulationen 
mit dem Modell StoLaM. 
 
In Abbildung 39 ist eine Simulation der Phosphordynamik im Aasee mit leicht geänderten Pa-
rametern für die Sauerstoffzehrung dargestellt. Eine Erhöhung des SOD und zeitgleiche Er-
niedrigung des BOD (vgl. Tabelle 2) führt zu einer nahezu identischen Freisetzungsrate für 
Phosphor. 
 
Day of the year
1100 1150 1200 1250 1300 1350 1400
Oxygen saturation [%]
0
50
100
150
200
250
300
Measurements 0.5 m
Simulation 0.5 m
Day of the year
1100 1150 1200 1250 1300 1350 1400
Oxygen saturation [%]
0
50
100
150
200
250
300
Measurements 1.5 m
Simulation 1.5 m

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
35 
 
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Tabelle 2:  Sauerstoffparameter für Standardszenario und Szenario B 
Parameter Standard- 
Szenario 
Szenario B 
Biochemischer Sauerstoffbedarf BOD (20°C) [mg O2 · L-1 · 
Tag-1] 
0,5 0,3 
Sauerstoffbedarf des Sediments SOD (20°C) [g O2 · m-2 · Tag-
1] 
1,14 1,5 
 
Abbildung 39: Simulation der Gesamtphosphor-Konzentration für den Standardlauf (rote Linie) und 
mit veränderter Sauerstoffzehrung (Szenario B, grüne Linie). Graue Punkte: Messdaten. 
5.3.3 Standardlauf StoLaM 
In diesem Kapitel wird der Standardlauf mit dem Modell StoLaM dargestellt. Dazu wurden die 
Münsteraner Wetterdaten (2016-2019) verwendet, die Winddaten wurden um 30% reduziert. 
Start der Simulation ist immer der 01.01.2016 (Tag 1). 
 
In der Standard-Simulation wurden für das Nahrungsnetz folgende Organismen zugeschaltet: 
Phytoplankton: 
Aphanizomenon flos-aquae (Stickstofffixierende Blaualge) 
Grünalgen (Chlorococcales) 
Cryptomonaden (Schlundflagellaten) 
Synedra acus (Kieselalge) 
Zentr. Kieselalgen (Cyclotella-Typ) 
Zooplankton: 
Daphnia (Cladocera) 
Bosmina (Cladocera) 
Fisch: 
1 Rotauge (Rutilus rutilus) pro m3 mit 12 g Feuchtgewicht pro Tier, omnivore Ernährung 
 
 
  
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
Szenario B Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
36 
 
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Tabelle 3:  Für den Standardlauf angepasste Parameter des Modells StoLaM. Für alle weiteren Pa-
rameter siehe Strauss (2009). 
 
 
 
 
 
 
Die wetterbedingten Unterschiede bestimmen die Blaualgen -Gehalte der Jahre 2016 -2019 
(Abbildung 40). Die Algensukzession in den Jahren 2016 -2018 ist gut darstellbar mit hoher 
Fluktuation fressbarer Algen, und einer zunehmenden Dominanz von Cyanobakterien.  
Im Jahr 2019 traten Unterschiede in den Blaualgen/Cyanobakterien auf. Die Fluoreszenzmes-
sungen im See zeigten kaum Auftreten von Blaualgen, obwohl in den halbquantitativen mikro-
skopischen Phytoplanktonerhebungen die Blaualge Aphanizomenon flos -aquae dominant 
war. Das Modell prognostiziert auch für 2019 Blaualgen, oder zumindest hohe Biomassen 
nicht-fressbarer Algen. Aufgrund fehlender Zähldaten für das Phytoplankton ist keine Aussage 
zu anderen, möglicherweise nicht fressbaren Phytoplanktongruppen möglich. Insgesamt aber 
spiegelt das Modell die gemessenen Parameter gut wider.  
Die Sichttiefe (Abbildung 41) ist mit dem Modell im Jahresverlauf gut reproduzierbar, wird aber 
nach dem Fischsterben beim Jahreswechsel 2018/2019 unterschätzt. Dies beruht auf der sta-
tischen Eingabe des Attenuationskoeffizienten des Wassers. Eine möglicherweise durch die 
geringere Fischaktivität reduzierte Trübung ist im Modell nicht dynamisch angelegt.  
Der Gesamt-Phosphor (Abbildung 42) liegt häufig meist als gelöstes anorganisches ortho -
Phosphat (SRP) vor ( Abbildung 43). Insgesamt sind diese Parameter gut darstellbar, in sbe-
sondere durch die anoxische Freisetzung aus Sediment. Die Variabilität des Wettergesche-
hens erklärt einen Großteil der Variabilität der Phosphorkonzentrationen im Gewässer in den 
Jahren 2016-2019.  
Die Nitrat-Konzentration (Abbildung 44) wird sehr stark durch den Zufluss (insbesondere im 
Jahr 2016), die Denitrifikation und die Aufnahme durch Algen bestimmt. Die Standardsimula-
tion wurde mit der Denitrifikationsrate von 10 [L · m-2 · Tag-1] durchgeführt. Unter Verwendung 
einer Denitrifikationsrate von 85 [L · m-2 · Tag-1] (eutropher Flachsee bei Alsdorf, Strauss 2009) 
werden die Messwerte teilweise noch besser getroffen, allerdings hat diese Änderung keine 
Auswirkung auf die anderen Simulationsendpunkte.  
Parameter Wert 
Prozentuale Reduktion der gemessenen Windstärke [m · s-1] -30% 
Biol. Sauerstoffbedarf BOD (20°C)  [mg O2 · L-1 · Tag-1] 0,5 
Sauerstoffbedarf Sediment SOD (20°C)  [O2 · m-2 · Tag-1] 1,14 
Attenuationskoeffizient Wasser Attw  [m-1] 3 
aerobe PO4-P-Sedimentfreisetzung  [mg P · m-2 · Tag-1] 2,0 
anaerobe PO4-P-Sedimentfreisetzung  [mg P · m-2 · Tag-1] 34,3 
anaerobe NH4-N- Sedimentfreisetzung  [mg N · m-2 · Tag-1]         29,6 
Denitrifikationskoeffizient (20°C)  [L · m-2 · Tag-1] 10

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
37 
 
2020 © FiW e.V.  
Die Simulation des Ammoniums, das im Sommer vor allem durch Zooplankton- und Algenex-
kretion oder durch Freisetzung aus dem Sediment angeheizt wird, wird in der Grunddynamik 
und der Größenordnung befriedigend abgebildet (Abbildung 45). 
 
Abbildung 40: Standardlauf des Chlorophyll -a-Gehaltes im Aasee. Simulation Gesamt -Chlorophyll 
(rote Linie) und Blaualgen-Chlorophyll (blaue Linie), Messung Gesamt -Chlorophyll 
(schwarze Punkte) und Blaualgen-Chlorophyll (blaue Dreiecke).  
 
Abbildung 41: Standardlauf Simulation der Secchi -Sichttiefe (rote Linie) und Messdaten (graue 
Punkte).  
 
Abbildung 42: Standardlauf Simulation der Gesamtphosphor-Konzentration (rote Linie) und Messda-
ten (graue Punkte).  
0
50
100
150
200
250
300
350
400
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
Standardsimulation Total Chl.a Standardsimulation Cyano Chl-a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Sichttiefe [m]
Day of the year
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
38 
 
2020 © FiW e.V.  
 
Abbildung 43: Standardlauf Simulation der ortho-Phosphat-Konzentration (rote Linie) und Messdaten 
(graue Punkte). SRP: soluble reactive phosphorus ≈ ortho-Phosphat-P. 
 
Abbildung 44: Standardlauf Simulation der Nitrat-Konzentration (rote Linie) und Simulation mit erhöh-
ter Denitrifikationsrate (grüne Linie). Graue Punkte: Messdaten.  
 
Abbildung 45: Standardlauf Simulation der Ammonium -Konzentration (rote Linie) und Messdaten 
(graue Punkte).  
 
 
 
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
SRP [mg P/L]
Day of the year
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NO3-N [mg N/L]
Day of the year
Denitrif. 85 Standardlauf
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NH4-N [mg N/L]
Day of the year

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
39 
 
2020 © FiW e.V.  
In Tabelle 4 ist die Nährstoffbilanz der Vegetationsperiode im Jahr 2018 für Phosphor und 
Stickstoff dargestellt. Bemerkenswert ist die hohe Rate an Phosphateintrag aus dem Sediment 
in die Wassersäule. Diese gemessenen Freisetzungsraten erklären sehr präzise die gemes-
sene Phosphor-Konzentration im See. Jedoch ist auch ohne Eintrag aus dem Sediment, sprich 
Nährstoffrücklösung, eine für das Algenwachstum ausreichende Menge an Phosphat vorhan-
den (Zufluss, Fische).  
 
Tabelle 4:  Nährstoffbilanz des Standardlaufs für den Zeitraum 01. Mai - 15. Nov 2018. 
Nährstoffbilanz  [mg/(m2 * Tag)] 
P Zufluss 1.7 
PO4-P Sedimentfreisetzung 9.9 
P Eintrag durch Fische 2.4 
Summe P-Eintrag 14.0 
P Sedimentation 5.5 
P Ausfluss 7.9 
Summe P-Austrag 13.4 
N Zufluss 52.3 
N2-Fixierung 51.5 
NH4-N Sedimentfreisetzung 7.6 
N Eintrag durch Fische 12.3 
Summe N-Eintrag 111.4 
N Ausfluss 76.9 
N Sedimentation 48.7 
Denitrifikation 5.1 
Summe N-Austrag 130.7 
 
5.4 Auswahl der zu modellierenden Bewirtschaftungsszenarien 
Die möglichen Bewirtschaftungsszenarien umfassen für den Aasee drei Themenkomplexe: 
Einen wichtigen Einfluss auf Gewässer haben ihre Zu- und Abflüsse. In den Szenarien werden 
Simulationen mit veränderten Zuflussmeng en als auch unterschiedlichen Nährstoffgehalten 
des Zuflusses behandelt (Kapitel 5.5.1 und 5.5.2). 
Seeintern stellt das Sediment eine bedeutende Nährstoffquelle, insbesondere für Phosphor, 
dar. Daher werden unterschiedliche Szenarien, die sich letztlich auf die Nährstofffreisetzung 
aus dem Sediment auswirken, durchgespielt. Dabei werden Maßnahmen zur Än derung der 
Schichtungsverhältnisse und dem Sauerstoffgehalt ebenso behandelt wie Manipulationen des 
Sediments selbst (Kapitel 5.5.3 und 5.5.4). 
Ein dritter, ebenfalls seeinterner Aspekt, befasst sich mit der Nahrungsnetzstruktur im Gewäs-
ser. Im vorliegenden Projekt werden Szenarien mit und ohne Fische bewertet, um so zum

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
40 
 
2020 © FiW e.V.  
einen das Fischsterben im Jahr 2018 trophisch einordnen zu können, zum anderen Maßnah-
men wie weitere Fischentnahmen (sogenannte Biomanipulation) hinsichtlich ihrer möglichen 
Auswirkung auf die Gewässergüte des Aasees zu untersuchen (Kapitel 5.5.5). 
Somit werden in dieser Studie die wichtigsten Aspekte für künftige Management-Maßnahmen 
abgedeckt.

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
41 
 
2020 © FiW e.V.  
5.5 Ergebnisse der Szenarienrechnung 
In diesem Abschnitt werden die Gewässergütesimulationen für den Aasee durchgespielt. 
Diese umfassen neben verschiedenen Managementszenarien ebenso Szenarien, die zwar 
unrealistisch sind, aber dem besseren Verständnis der dominanten Prozesse im Aasee die-
nen. 
5.5.1 Wassermenge Zufluss 
In diesem Szenario wurde die Zuflussmenge des Zulaufes variiert bei gleichbleibenden Nähr-
stoffgehalten. Die veränderte Durchströmung hat modelltechnisch keinen Einfluss auf die 
Schichtungsverhältnisse. 
Eine Verringerung des Zulaufes wurde simuliert, indem der Zufluss durchgängig auf konstant 
100 L/s gesetzt wurde, was annähernd dem Mindestzufluss im Sommer entspricht. Für das 
zweite Szenario wurde der minimale Zufluss auf 500 L/s gesetzt, so dass niedrigere Zufluss-
mengen nicht mehr auftraten (Niedrigwasserstützung). 
Die dauerhafte Erniedrigung des Zuflusses führte insbesondere zu einer Erhöhung der Blau-
algen und des P -Gehaltes in 2016 durch geringere Auswaschung ( Abbildung 47, Abbildung 
48). Der Nitrat-gehalt ist deutlich verringert. Insgesamt wird eine Verschlechterung des trophi-
schen Zustandes prognostiziert. 
Die Erhöhung des Mindestabflusses des Zulaufes hingegen führt zu einer deutlichen Erniedri-
gung des Phytoplanktons inklusive der Blaualgen durch erhöhte Auswaschung (Abbildung 46 
und Abbildung 47). Dies geht einher mit einer leichten Erniedrigung des P tot-Gehaltes, wenn 
auch nicht des SRP -Gehaltes. Daraus ist zu schließen, dass eine deutliche Erhöhung des 
Mindestwasserabflusses durch Auswaschung von Nährstoffen und Phytoplankton-Biomasse 
zu besseren Bedingungen im Aasee führen würde. 
 
 
Abbildung 46: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der Zuflussmengen (Linien) 
in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
0
50
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200
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300
350
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0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
min Zufl 500 L/s konst Zufl 100 L/s Standard Total Chl.a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
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2020 © FiW e.V.  
 
Abbildung 47: Simulierter Blaualgen -Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der Zuflussmengen (Li-
nien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
Abbildung 48: Simulierter Gesamt -Phosphor-Gehalt in Abhängigkeit der Zuflussmengen (Linien) in 
Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). 
 
5.5.2 Nährstoffgehalt Zufluss und Stickstofffixierung 
In den folgenden zwei Szenarien wird alleinig die Nährstoffkonzentration der Zuflüsse verän-
dert unter Be ibehaltung der Zuflussmengen. Zum einen wird der Einfluss der Nährstoffe im 
Zufluss ohne Phosphor simuliert, zum anderen vollständig ohne Nährstoffe (P, N, Si). 
Wird der zufließende Phosphor abgeschaltet, ist zwar der Phosphorgehalt von Herbst bis Früh-
jahr deutlich vermindert ( Abbildung 50), die sedimentbürtige Phosphorfreisetzung und die 
sommerliche Phytoplanktonentwicklung (Abbildung 49) werden davon allerdings kaum beein-
flusst. Eine Erniedrigung der Nährstoffgehalte im Zufluss wirkt sich kaum auf die Entwicklung 
der sommerlichen Algenbiomasse aus, da die Freisetzung aus dem Sediment dominiert. Die-
ses Szenario bringt daher keine Verbesserung der Gewässergüte im Sommer. 
 
0
50
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300
350
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0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
min Zufl 500 L/s konst Zufl 100 L/s Standard Cyano Chl-a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
konst Zufl 100 L/s min Zufl 500 L/s Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
43 
 
2020 © FiW e.V.  
Fehlen sämtliche Makronährstoffe im Zufluss, ergibt sich ebenfalls keine deutliche Änderung 
der sommerlichen Phytoplanktondichte, von leichten Effekten in 2019  abgesehen (Abbildung 
49). Der fehlende Nitratgehalt im Zufluss führt dauerhaft zu sehr geringen Nitratkonzentratio-
nen im Aasee ( Abbildung 51) und zur Verringerung der Ammoniumkonzentration ( Abbildung 
52). Dennoch wirkt sich dies kaum auf die Phytoplanktonentwicklung aus, da offensichtlich die 
seeinterne Nachlieferung von Stickstoff ausreichend ist. Eine wesentliche Verbe sserung der 
Gewässergüte im Sommer konnte daher in diesem Szenario nicht gezeigt werden. 
 
 
Abbildung 49: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der Nährstoffgehalte im Zu-
fluss (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
  
Abbildung 50: Simulierter Gesamt-Phosphor-Gehalt in Abhängigkeit der Nährstoffgehalte im Zufluss 
(Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). 
0
50
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200
250
300
350
400
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
Zufl ohne P Zufl ohne Nährst. Standard Total Chl.a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
Zufl ohne Nährst. Zufl ohne P Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
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2020 © FiW e.V.  
  
Abbildung 51: Simulierter Nitrat -Gehalt in Abhängigkeit der Nährstoffgehalte im Zufluss (Linien) in 
Relation zu Messdaten (von 2016-2019 Symbole). 
 
Abbildung 52: Simulierter Ammonium-Gehalt in Abhängigkeit der Nährstoffgehalte im Zufluss (Linien) 
in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). 
  
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NO3-N [mg N/L]
Day of the year
Zufl ohne Nährst. Zufl ohne P Standardlauf
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NH4-N [mg N/L]
Day of the year
Zufl ohne Nährst. Zufl ohne P Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
45 
 
2020 © FiW e.V.  
In weiteren Szenarien wurde die Rolle des Stickstoffs für das Blaualgenwachstum weiter ana-
lysiert. 
Zum einen wurde eine verbesserte Versorgung mit Nitrat simuliert, indem für den Zufluss kon-
stant 5 mg NO3-N/L angenommen wurde. Es zeigte sich keine Veränderung im Phytoplankton 
(Abbildung 53) oder Gesamt-Phosphor (Abbildung 54). Lediglich der Nitratgehalt war erwar-
tungsgemäß deutlich erhöht (Abbildung 55), und es kam zu einer leichten Erhöhung des Am-
moniumgehaltes (Abbildung 56). Daraus ist abzuleiten, dass die Algen im Aasee keine r nen-
nenswerten Stickstofflimitation ausgesetzt sind. 
Des Weiteren wurde analysiert, wie sich die Algen bei Standardeinstellungen des Zuflusses 
entwickeln, allerdings ohne die Befähigung der Cyanobakterien (Blaualgen) zur Stickstofffixie-
rung (N 2–Fixierung). Hierbei kommt es lediglich zu einer minimalen Verringerung der 
Cyanobakterien und der Ammoniumkonzentration, aber zu keiner wesentlichen Änderung im 
der Phosphorkonzentration oder der Algenbiomasse.  
Die Menge des durch Cyanobakterien fixierten Luftstickstoffs kompensiert den unterschiedli-
chen Nitrateintrag in den Szenarien, so dass diese Blaualgen keinen Nitratmangel zeigen (Ta-
belle 5). Ohne die Befähigung zur N 2-Fixierung das Wachstum der Blaualgen ist zwar die 
Menge an umgesetzten Stickstoffs geringer, aber das Wachstum der Cyanobakterien verän-
dert sich dennoch nicht sichtbar. Daher ist davon auszugehen, dass bei dem Standardszenario 
für den Aasee die N2-Fixierung durch Cyanobakterien kein ausschlaggebender Prozess für ihr 
Wachstum darstellt. 
Diese Ergebnisse zeigen deutlich, dass im Aasee die Dominanz der Cyanobakterien (Blaual-
gen) nicht durch eine Nitrat-Mangelsituation hervorgerufen wird. 
 
 
Abbildung 53: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der Nitratversorgung im Zu-
fluss bzw. der Stickstofffixierung durch Blaualgen (Linien) in Relation zu Messdaten 
von 2016-2019 (Symbole).  
0
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100
150
200
250
300
350
400
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
Ohne N2-Fix Zufl 5 mg Nitrat Standard Total Chl.a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
46 
 
2020 © FiW e.V.  
 
Abbildung 54: Simulierter Gesamt-Phosphor-Gehalt in Abhängigkeit der Nitratversorgung im Zufluss 
bzw. der Stickstofffixierung durch Blaualgen (Linien) in Relation zu Messdaten von 
2016-2019 (Symbole).  
 
 
Abbildung 55: Simulierter Nitrat -Gehalt in Abhängigkeit der Nitratversorgung im Zufluss bzw. der 
Stickstofffixierung durch Blaualgen (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016 -2019 
(Symbole).  
 
 
Abbildung 56: Simulierter Ammonium-Gehalt in Abhängigkeit der Nitratversorgung im Zufluss bzw. 
der Stickstofffixierung durch Blaualgen (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016 -
2019 (Symbole).  
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
Zufl 5 mg Nitrat Ohne N2-Fix Standardlauf
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NO3-N [mg N/L]
Day of the year
Zufl 5 mg Nitrat Ohne N2-Fix Standardlauf
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NH4-N [mg N/L]
Day of the year
Zufl 5 mg Nitrat Ohne N2-Fix Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
47 
 
2020 © FiW e.V.  
 
Tabelle 5:  Stickstoffbilanz für ausgewählte Simulationsszenarien für den Zeitraum 0 1. Mai - 15. 
Nov 2018 (Tag 850-1050). 
Stickstoffbilanz 
[mg N/(m2 * Tag)] 
Standard 
Szenario 
Zufluss ohne 
Nährstoffe 
Zufluss mit    
5 mg Nitrat-N 
Cyanobakterien 
ohne N2-Fixierung 
N Zufluss 52.3 0 119 52.3 
N2-Fixierung 51.5 83.5 20.6 0 
NH4-N Sediment-
freisetzung 
7.6 7.6 7.7 7.6 
N Eintrag durch Fi-
sche 
12.3 13.3 12.3 12.4 
Summe N-Eintrag 111.4 91.1 147.3 59.9 
N Ausfluss 76.9 54.8 106.5 50 
N Sedimentation 48.7 42.9 49.1 29.6 
Denitrifikation 5.1 0 14.7 4.8 
Summe N-Austrag 130.7 97.7 170.3 84.4 
 
5.5.3 Turbulenz und Sauerstoffeintrag 
 
In diesem Kapitel werden zwei in der Realität häufig gekoppelte Maßnahmen getrennt betrach-
tet, die Erhöhung der vertikalen Turbulenz (Durchmischung) und den künstlich erhöhten Sau-
erstoffeintrag. 
Erhöhung der Turbulenz: 
Die Erhöhung der minimalen Turbulenz wird simuliert, indem die turbulente Diffusion auf einen 
Mindestwert gesetzt wird. Dieser wurde in den Szenarien in drei Schritten gesteigert. Die tur-
bulente Diffusion entspric ht physikalisch dem effektiven Diffusionskoeffizienten D [m 2 · s -1]. 
Dieser fasst die windinduzierte Turbulenz und die Konvektion durch oberflächliche Abkühlung 
zusammen. Im Standard-Szenario kann D auch den Wert 0 annehmen (keinerlei vertikale Tur-
bulenz), in den Szenarien „Turb1“ bis „Turb3“ wird die minimale Turbulenz von 0.000005 m2 · 
s-1 über 0.00001 m2 · s-1 auf 0.00005 m2 · s-1 gesteigert wurde. Technische Details zur Simu-
lation des Diffusionskoeffizienten sind in Strauss (2009, Seite 202 ff.) zu finden. 
In den folgenden Szenarien wird eine leicht erhöhte minimale Durchmischung betrachtet. Sau-
erstoff wird hierbei nicht aktiv in die Wassersäule eingebracht, sondern lediglich vertikal ein-
gemischt, falls Sauerstoffgradienten vorliegen.

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
48 
 
2020 © FiW e.V.  
 
Eine leichte Erhöhung der Mindestturbulenz (Modellparameter Turb 1) führt zu einer Verkür-
zung der anoxischen Phasen und somit zu einem verminderten Phosphoreintrag (Abbildung 
59). Dies resultiert ebenfalls in einer deutlichen Reduktion der Blaualgen, die aber dennoch 
noch in nennenswerter Biomasse auftreten (Abbildung 58). 
Eine weitere Erhöhung der minimalen Turbulenz ( Modellparameter Turb2 und Turb3) führt 
nicht zu einer weiteren Verringerung der Phosphorfreisetzung (Abbildung 59), unterbindet aber 
das Wachstum der filamentösen Blaualgen durch vertikale Einmischung in die Tiefe und somit 
einer schlechteren Lichtversorgung (Lichtlimitation) in diesem sehr trüben Gewässer ( Abbil-
dung 58). Die Turbulenz muss stark genug sein, um die zeitgleich stattfindenden Auftrieb der 
Blaualgen effektiv entgegentreten zu können. 
Diese Resultate sind auch ein weiterer Hinweis darauf, dass eine thermisch bedingte Schich-
tung der Wassersäule einen starken Einfluss auf die Freisetzung von Nährstoffen aus dem 
Sediment hat, und dadurch die Algenentwicklung durch eine verminderte P -Freisetzung be-
schränkt wird. Darüber hinaus kann die Turbulenz die Biomasseentwicklung durch rein physi-
kalische Verfrachtung verringern. 
 
 
Abbildung 57: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der minimalen Turbulenz (Li-
nien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
0
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0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
Turb 3 Turb 2 Turb 1 Standard Total Chl.a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
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2020 © FiW e.V.  
 
Abbildung 58: Simulierter Blaualgen-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit der minimalen Turbulenz 
(Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
Abbildung 59: Simulierter Gesamt-Phosphor-Gehalt in Abhängigkeit der minimalen Turbulenz (Linien) 
in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
Abbildung 60: Simulierter Nitrat-Gehalt in Abhängigkeit der minimalen Turbulenz (Linien) in Relation 
zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
 
  
0
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300
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0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
Turb 3 Turb 2 Turb 1 Standard Cyano Chl-a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
Turb 1 Turb 2 Turb 3 Standardlauf
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NO3-N [mg N/L]
Day of the year
Turb 1 Turb 2 Turb 3 Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
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2020 © FiW e.V.  
O2-Eintrag in die Wassersäule: 
In diesem Szenario wird eine tägliche O 2-Anreicherung in der gesamten Wassersäule ohne 
Veränderung der Turbulenz simuliert. Je nach Szenario werden 1, 2 und 3 mg O 2/L im tägli-
chen Verlauf zugegeben, und der Eintrag erfolgt homogen über die gesamte Fläche und die 
gesamte Wassersäule. Hierdurch wird insbesondere die anoxische Rücklösung von Nährstof-
fen reduziert bzw. sogar verhindert. Mit zunehmenden O2-Eintrag verringert sich die Biomasse 
der Blaualgen nennenswert (Abbildung 62). Dies ist auf die ebenfalls deutlich e Verringerung 
des Phosphorgehalts im Aasee zurückzuführen, sowohl in Form von Gesamtphosphor (Abbil-
dung 63) als auch gelöstem anorganischem ortho-Phosphat (Abbildung 64). Auswirkungen auf 
den Nitratgehalt gibt es keine.  
Der Einfluss des Sauerstoffs bemisst sich an den Sauerstoffzehrungsprozessen in der Was-
sersäule und an der Sedimentoberfläche. Diese Prozess e würden auch die Bemessung der 
benötigten Sauerstoffmenge in einer konkreten Managementmaßnahme festlegen. Dabei ist 
zu beachten, dass im Aasee der vergangenen Sommermonate regelmäßig sehr hohe Was-
sertemperaturen weit über 25°C erreicht wurden, wodurch die Sauerstoffzehrung deutlich er-
höht wird. 
Ein künstlicher Eintrag von Sauerstoff in die Wassersäule wirkt sich positiv (vermindernd) auf 
die Entwicklung von Algen und auf die Freisetzung von Phosphor aus.  
 
 
Abbildung 61: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit des täglichen Sauerstoffein-
trages (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
0
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0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
3 mg O2/L 2 mg O2/L 1 mg O2/L Standard Total Chl.a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
51 
 
2020 © FiW e.V.  
  
Abbildung 62: Simulierter Blaualgen-Chlorophyll-a-Gehalt in Abhängigkeit des täglichen Sauerstoffe-
intrages (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
Abbildung 63: Simulierte Phosphor-Konzentration in Abhängigkeit des täglichen Sauerstoffeintrages 
(Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
Abbildung 64: Simulierte Phosphat-P-Konzentration in Abhängigkeit des täglichen Sauerstoffeintra-
ges (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). SRP: soluble reactive 
phosphorus ≈ ortho-Phosphat-P. 
  
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0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
3 mg O2/L 2 mg O2/L 1 mg O2/L Standard Cyano Chl-a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
1 mg O2/L 2 mg O2/L 3 mg O2/L Standardlauf
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
SRP [mg P/L]
Day of the year
1 mg O2/L 2 mg O2/L 3 mg O2/L Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
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5.5.4 Anoxische Phosphorfreisetzung Sediment und Sedimententfernung 
Die Rolle der Phosphorfreisetzung aus dem Sediment unter anoxischen Bedingungen wird in 
diesem Kapitel näher beleuchtet. Als ein Szenario wurde die modelltechnische Abschaltung 
der anoxischen P-Freisetzung gewählt, um diesen Prozess in seiner maximalen Auswirkung, 
wenn auch unter unrealistischen Bedingungen, analysieren zu können. Ein zweites Szenario 
simuliert die komplette Entfernung des Sediments, wobei sich anschließend wieder Sediment 
anreichern kann. Dies soll abklären, ob Maßnahmen wie Ausbaggern überhaupt eine diskus-
sionswürdige Option darstellen können, solange sich an den sonstigen Randbedingungen 
nichts ändert.  
Das erste Szenario wurde ohne anoxische Sedimentfreisetzung durchgespielt. In diesem Sze-
nario ist die Hauptquelle der sommerlichen Phosphorquelle abgeschaltet, d.h., die P -Freiset-
zung der anoxischen Flächen ist Null.  
Durch diese drastische (theoretische) Reduktion des P-Eintrages (Abbildung 66) ist die Kapa-
zität des Blaualgenwachstums deutlich reduziert worden ( Abbildung 65). Dennoch erreichen 
die Blaualgenblüten im Sommer noch recht hohe Werte, da durch die anderen P-Quellen, ins-
besondere durch den Zufluss, ausreichend Phosphor nachgeliefert wird.  
 
Abbildung 65: Simulierter Gesamt -Chlorophyll-a-Gehalt mit und ohne anoxischer Phosphorfreiset-
zung aus dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
  
0
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0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
Ohne anox. Sed-P Standard Total Chl.a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
Ohne anox. Sed-P Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
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Abbildung 66: Simulierte Gesamt-Phosphor-Konzentration mit und ohne anoxischer Phosphorfreiset-
zung aus dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
  
Abbildung 67: Simulierte Phosphat -P-Konzentration mit und ohne anoxischer Phosphorfreisetzung 
aus dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016 -2019 (Symbole). SRP: 
soluble reactive phosphorus ≈ ortho-Phosphat-P. 
  
Abbildung 68: Simulierte Nitrat -Konzentration mit und ohne anoxischer Phosphorfreisetzung aus 
dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
Abbildung 69: Simulierte Ammonium -Konzentration mit und ohne anoxischer Pho sphorfreisetzung 
aus dem Sediment (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
  
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
SRP [mg P/L]
Day of the year
Ohne anox. Sed-P Standardlauf
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NO3-N [mg N/L]
Day of the year
Ohne anox. Sed-P Standardlauf
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NH4-N [mg N/L]
Day of the year
Ohne anox. Sed-P Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
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2020 © FiW e.V.  
Szenario ohne anfänglicher Nährstoffbelastung des Sediments (virtuelle Ausbaggerung) 
In einer weiteren Simulation wurde ein Szenario gewählt, bei dem von einem  Gewässer mit 
komplett entfernter Sedimentschicht ausgegangen wird. D.h., zu Beginn der Simulation sind 
keine Nährstoffe (N, P, Si, Torg) im Sediment enthalten. Die Freisetzung von Nährstoffen ist 
daher abhängig von den zuvor (ab Beginn der Simulation) neu sedimentierten Nährstoffmen-
gen, und die Sauerstoffzehrung des Sediments beruht aus der neu sedimentierten Menge or-
ganischen Materials. Die Sedimentneubildung mit Nährstoffbelastung wird im Modell vor allem 
durch seeintern absterbende Algen und Zooplankter, Fische, und Eintrag durch Zuflüsse be-
wirkt.  
Im Verlauf der Simulation werden die erneut freigesetzten Nährstoffmengen sowie der verat-
mete Anteil des organischen Gehaltes des Sedimentes wieder vom Sediment -Pool abgezo-
gen, wodurch nur so viel Material freigesetzt bzw. veratmet werden kann, wie auch zuvor se-
dimentierte. In diesem einfachen Modellansatz werden sowohl die Freisetzungsraten der se-
dimentbürtigen Nährstoffe als auch die Sauerstoffzehrung des Sedimentes beibehalten, es 
darf lediglich bilanztechni sch die Menge der vorhandenen sedimentgebundenen Nährstoffe 
und des organischen Materials überschritten werden.  
Trotz der anfänglichen Entfernung aller Nährstoffe im Sediment (P, N, Si, TGorg) reicherte sich 
im Laufe der vierjährigen Simulation zum einen schon nach 2 Jahren genug Phosphor  und 
Stickstoff an, um im dritten Jahr (2018) wieder nennenswerte P-Freisetzungsraten zu ermög-
lichen (Abbildung 72). Zu dem leicht geringeren Phosphorgehalt auch in den Jahren 2018 und 
2019 führt die limitierende Menge an abbaubarem, organischem Material, die zu einer gerin-
geren Sauerstoffzehrung und somit einer verringerten Phosphorfreisetzung führt. Die Entwick-
lung der Blaualgen zeigt ab 2018 ebenfalls kaum Unterschiede zum Standardszenario (Abbil-
dung 71). 
Obwohl die sedimentinternen Prozesse in diesem Modell nur stark vereinfacht dargestellt wer-
den können, zeigt diese Simulation, dass voraussichtlich eine Sedimententfernung, zum Bei-
spiel durch Ausbaggerung, bei den bestehenden Nährstoffeinträgen durch die Zuflüsse keine 
nachhaltige Sanierungsoption darstellt. Die Entstehung von Blaualgen wird kaum beeinflusst, 
da durch die Zuflüsse noch genug Nährstoffe zur Verfügung stehen, und da im Sediment be-
reits nach relativ kurzer Zeit neue Nährstoffe für die sommerliche Freisetzung zur Verfügung 
stehen.

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
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2020 © FiW e.V.  
  
Abbildung 70: Simulierter Gesamt-Chlorophyll-a-Gehalt mit und ohne Sedimententfernung zu Beginn 
der Simulation (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
  
Abbildung 71: Simulierter Blaualgen-Chlorophyll-a-Gehalt mit und ohne Sedimen tentfernung zu Be-
ginn der Simulation (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
Abbildung 72: Simulierte Gesamt-Phosphor-Konzentration mit und ohne Sedimententfernung zu Be-
ginn der Simulation (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
 
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Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
Nach Sediment-Entfernung Standard Total Chl.a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a
0
50
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150
200
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350
400
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
Nach Sediment-Entfernung Standard Cyano Chl-a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
nach Sedimententfernung Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
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5.5.5 Fische und Trübung 
Fische können in dem Seenmodell StoLaM auf verschiedene Arten wirken: zum einen können 
sie Zooplankton fressen und so direkt Einfluss auf das Nahrungsnetz nehmen. In der Regel 
wird dadurch die Biomasse der durch Zooplankton fressbaren Algen erhöht. Zum anderen 
fressen Fische wie Rotaugen bei ungenügendem Angebot von Zooplanktern auch andere Res-
sourcen wie z.B. Sediment, um ihren Energiebedarf zu decken (Benthivorie). Dadurch können 
Fische die Nährstoffbedingungen im See insofern beeinflussen, als dass die Nährstoffe der 
ingestierten Sedimente in die Wassersäule verfrachtet und dort exkretiert werden. Dies hat 
einen fördernden Effekt auf alle Primärproduzenten. 
In den Standard -Simulationen wurde mit einem 1 Rotauge pro m 3 (12 g Feuchtgewicht pro 
Tier) gerechnet. Diese Fischpopulation steht stellvertretend für einen hohen Fischbesatz, der 
auch Nährstoffe aus dem Sediment mobilisiert, und ist somit für die Gewässergüte ein „worst 
case“-Szenario. 
 
Es wurden nun Simulationen ohne Fischbesatz durchgeführt, jeweils eine Situation bei typisch 
hoher Trübung (mit einem Attenuationskoeffizient k von 3 [1/m]) und reduzierter Trübung (k 
von 1 [1/m]), wie es kurz nach dem Fischsterben wohl im Aasee der Fall war. 
Die Fischaktivität wirkt sich im Modell zum einen auf die Nährstoffverfrachtung (Phosphor, 
Stickstoff) der omnivoren Fische aus, zum anderen unterdrücken die Fische die Grazingakti-
vität des Zooplanktons und somit das Wachstum der für Zooplankter gut fressbaren Algen. 
Die angenommene hohe Fischdichte von 1 Rotauge pro m3 (12 g Feuchtgewicht) bei omnivo-
rer Lebensweise führt bei gleichbleibender Trübung (Attenuation = 3) lediglich zu einer leichten 
Erhöhung des P -Gehaltes im Sommer im Vergleich  zu Simulationen ohne Fisch ( Abbildung 
74). Bei der hohen Trophie des Aasees fällt die Entnahme der Fische bei sonst unveränderten 
Bedingungen kaum ins Gewicht. 
Nimmt man hingegen zusätzlich eine langanhaltende Verringerung der Gewässertrübung (= 
erhöhte Transparenz des Gewässers) an, wie es z.T. nach Fischsterben beobachtet werden 
kann (Attenuation = 1), verringert sich die P-Anreicherung im Sommer deutlich (Abbildung 74). 
Dies wird durch die höhere Eindringtiefe des Lichts bedingt, welches zu einer erhöhten Sau-
erstoffproduktion in der Tiefe und zu veränderten thermischen Bedingungen führt. Allerdings 
kann durch die verbesserten Lichtbedingungen auch das Phytoplanktonwach stum leicht an-
geregt werden (Abbildung 73). 
Zusammenfassend kann daraus geschlossen werden, dass auch omnivore Fische mit hohen 
Anteil von Benthivorie unter den trophischen Bedingungen nur einen untergeordneten Einfluss 
auf die Gewässergüte haben. Eine Erhöhung der Transparenz kann sich allerdings positiv auf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
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die thermische Schichtung und Sauerstoffproduktion auswirken (Verringerung der anoxischen 
O2-Zehrung). 
 
Abbildung 73: Simulierter Gesamt -Chlorophyll-a-Gehalt mit und ohne Fisch bei verschiedener Trü-
bung (Attenuation) (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
Abbildung 74: Simulierte Gesamt-Phosphor-Konzentration mit und ohne Fisch bei verschiedener Trü-
bung (Attenuation) (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole).  
 
Abbildung 75: Simulierte Phosphat-P-Konzentration mit und ohne Fisch bei verschiedener Trübung 
(Attenuation) (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole). SRP: soluble 
reactive phosphorus ≈ ortho-Phosphat-P. 
0
50
100
150
200
250
300
350
400
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
Chlorophyll-a [µg/L]
Day of the year
ohne Fisch, Att 1 ohne Fisch, Att 3 Standard Total Chl.a Messung Total Chl-a Messung Cyano Chl-a
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
ohne Fisch, Att 3 ohne Fisch, Att 1 Standardlauf
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
SRP [mg P/L]
Day of the year
ohne Fisch, Att 3 ohne Fisch, Att 1 Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM  
 
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Abbildung 76: Simulierte Nitrat -Konzentration mit und ohne Fisch bei verschiedener Trübung (At-
tenuation) (Linien) in Relation zu Messdaten von 2016-2019 (Symbole) 
 
Wenn nach dem Fischsterben Ende 2018 die im Aasee erhöhte Sichttiefe über einen Verrin-
gerten Attenuationskoeffizienten von 1 berücksichtigt wird, wird schon nach kurzer Zeit die 
Sichttiefe über- und der Gesamtphosphor unterschätzt (Abbildung 77). Die Simulation wird im 
Laufe des Sommers 2019 mit einem Attenuationskoeffizienten von 3 hinsichtlich beider End-
punkte besser durch die Simulation repräsentiert. Daraus kann geschlossen werden, dass die 
nach dem Fischsterben kurzfristig erniedrigte Licht-Attenuation wieder auf relativ hohe Werte 
anstieg. 
 
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400
NO3-N [mg N/L]
Day of the year
ohne Fisch, Att 3 ohne Fisch, Att 1 Standardlauf
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
1050 1100 1150 1200 1250 1300 1350 1400
Sichttiefe [m]
Day of the year
ohne Fisch, att 3 ohne Fisch, att 2 ohne Fisch, att 1 Standardlauf

Modellierung trophischer Aspekte des Aasees mit StoLaM 
 
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2020 © FiW e.V.  
 
Abbildung 77: Simulierte Sichttiefe (oben) und Gesamt -P-Konzentration (unten) mit (Standardlauf) 
und ohne Fisch bei verschiedener Trübung (Attenuation) (Linien) in Relation zu Mess-
daten von 2016-2019 (Symbole). 
 
 
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1050 1100 1150 1200 1250 1300 1350 1400
P-Gesamt [mg P/L]
Day of the year
ohne Fisch, att 3 ohne Fisch, att 2 ohne Fisch, att 1 Standardlauf

Handlungsempfehlungen  
 
60 
 
2020 © FiW e.V.  
6 Handlungsempfehlungen 
Die Ergebnisse der Modellierung zeigen deutlich, dass der wesentliche Faktor für eine Ver-
schlechterung der Wasserqualität im Sommer eine starke wetterabhängige Schichtung des 
Sees und die damit einhergehende Sauerstoffarmut im unteren Teil der Wassersäule ist. Die-
ses Ergebnis wird durch die Werte des Online-Monitorings des Sauerstoff- und Temperatur-
haushaltes des Aasees bestätigt.  
Diese Sauerstoffarmut, insb. an der Grenzfläche zwischen Sediment und Wassersäule, führt 
zu einer starken Nährstofffreisetzung aus dem Sediment. Dies wurde insb. in den hier be-
schriebenen Stofffreisetzungsversuchen deutlich. Das hohe Nährstoffangebot führt wiederrum 
zu starkem Algenwachstum. Daher ist eine Verringerung der Freisetzung wesentlich. 
Es wurden verschiedene mögliche Be wirtschaftungsszenarien simuliert, um zu prüfen inwie-
fern diese einen Beitrag zur Verbesserung des Zusta ndes des Aasees leisten können. Die 
Szenarien sind, versehen mit einer qualitativen Einschätzung des Effektes auf den Zustand 
des Sees, in der folgenden Tabelle dargestellt. 
 
Tabelle 6:  Übersicht der Auswirkung verschiedener Szenarien auf die Indikatoren Blaualgenbio-
masse, Phosphor und Nitrat (+: Erhöhung; -: Verringerung; o: keine nennenswerte Än-
derung). 
 Blaualgen 
(Cyanobakterien) 
Phosphor im 
Sommer 
Nitrat 
Zufluss immer konstant 100 L/s + + - 
Minimaler Zufluss auf 500 L/s gesetzt -- -- + 
Zufluss ohne Nährstoffe o o -- 
Zufluss ohne Phosphor o o o 
Zufluss konstant 5 mg NO3-N/L o o + 
ohne N2-Fixierung der Cyanobakterien o o o 
Erhöhung der Turbulenz -- - o 
Eintrag von O2 - -- o 
ohne anoxische Phosphor-Sedimentfreiset-
zung 
- -- o 
Theoretische Entschlammung o o o 
ohne Fische, Attenuationskoeffizient 3 o o o 
ohne Fische, Attenuationskoeffizient  1 o - o

Handlungsempfehlungen 
 
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Eine wesentliche Verbesserung würde eine Zufuhr von Sauerstoff, einhergehend mit einer 
Herbeiführung von Turbulenz (Blaualgen) in der Wassersäule bringen. Dies würde insb. den 
Prozess der Nährstofffreisetzung von Phosphor aus dem Sediment, welche stark von  dem 
Sauerstoffgehalt und somit von der thermischen Schichtung im Sommer kontrolliert wird, be-
einflussen. Dies kann insbesondere durch Belüftung erreicht werden. Eine Erhöhung der Tur-
bulenz auch in Zeiten der sommerlichen thermischen Schichtung würde insbesondere die Do-
minanz problematischer Blaualgen reduzieren. Diese werden bei Turbulenz in die Wasser-
säule eingemischt und damit ihr Wachstum verlangsamt. 
Eine erhöhte Zuflussmenge, insbesondere im Sommer, wäre günstig, da so anwachsende Al-
genblüten sowie angereicherte Nährstoffe ausgewaschen würden. Dies würde den generellen 
Zustand des Sees verbessern, da der erhöhte Zufluss verschiedene Stagnationsprozesse un-
terdrücken würden. Insbesondere die Auswaschung von Blaualgen, welche verstärkt auf-
schwimmen, würde hier zu einer Verbesserung führen. Eine Veränderung der Nährstoffe im 
Zufluss hingegen ist von geringerer Bedeutung, solange seeintern die Nährstoffnachlieferung 
so hoch liegt. Dies wurde in verschiedenen Szenarien gezeigt. Auch eine Erhöhung des Stick-
stoffanteils der nachgelieferten Nährstoffe wirkt sich nicht wesentlich auf die Zusammenset-
zung der Algenbiomasse aus. 
Wie in der eingehenden Darstellung der Modellierungsszenarien beschrieben, führ t auch die 
potentielle Maßnahme der Entschlammung nicht zu einer wesentlichen bzw. dauerhaften Ver-
besserung der Situation im Aasee. Die wesentliche Nährstoffbelastung des Aasees rührt zwar 
aus dem Sediment her, aber eine Entfernung des Sediments würde nur temporär eine Ver-
besserung der Situation herbeiführen, da sich sehr schnell neues Sediment mit entsprechen-
der Nährstoffbelastung einstellen würde.  
Die Nährstofffreisetzung aus dem Sediment lässt sich jedoch auch ohne Entfernung des Se-
diments unterdrücken. Hierzu ist es essentiell, das Eintreten von anoxischen Bedingungen auf 
dem Seegrund zu verhindern.

Literaturhinweise  
 
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2020 © FiW e.V.  
Literaturhinweise 
Gross, G. (2017). Some effects of water bodies on the n environment–numerical experiments. 
Journal of Heat Island Institute International Vol, 12, 2.  https://www.muk.uni-hannover.de/up-
loads/tx_tkpublikationen/Gross-Some_effects_of_water_bodies.pdf 
Strauss, T. (2008): Das Gewässergütemodell StoLaM - ein Werkzeug zum Management ste-
hender Gewässer. In: Naturschutz und Freizeitgesellschaft, Bd. 8 (Renaturierung - Program-
matik und Effektivitätsmessung), S. 153-171, Academia Verlag, St. Augustin. 
Strauss, T. (2009): Dynamische Simulation der Planktonentwicklung und interner Stoffflüsse 
in einem eutrophen Flachsee. Shaker, Aachen, ISBN 978-3-8322-8501-2. DOI: 
10.18154/RWTH-CONV-113654; https://publications.rwth-aachen.de/record/51353/fi-
les/51353.pdf 
Strauss T, Gabsi F, Hammers-Wirtz M, Thorbek P, Preuss TG (2017): The power of hybrid 
modelling: An example from aquatic ecosystems. Ecological Modelling 364:77-88. 
https://doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2017.09.019