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«FISCHFAUNA IN ÖSTERREICH Ökologie – Gefährdung – Bioindikation Fischerei – Gesetzgebung Thomas Spindler MONOGRAPHIEN Band 87 M-087 Wien, ...»

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Im Laufe des Jahres variiert der Anteil der verschiedenen planktivoren Fischarten an der Eliminationsrate des Zooplanktons: Im Frühjahr, nach den ersten Laichschüben von Sichling, Brachsen und Zander, spielen die Jungfische vermutlich die größte Rolle, während gegen Sommer und Herbst die relative Bedeutung von adulten Sichlingen und Lauben steigt.

Abb. 15: Durch Fraß verursachte Eliminationsraten der wichtigsten Zooplanktonarten des Neusiedler Sees nach HERZIG et al. (1993). Als Räuber spielen vor allem Jungfische, adulte Lauben und Sichlinge sowie die Planktonart Leptodora kindti eine entscheidende Rolle.

b) Benthivore: Benthische Chironomiden bilden die Nahrungsgrundlage von Karpfen, adulten Brachsen und Kaulbarschen. Karpfen und Kaulbarsch zeigen im Gegensatz zu den Brachsen eine starke Größenselektivität bei der Nahrungsaufnahme. Beide Arten bevorzugen die schilfnahen Weichschlammbereiche, während Brachsen auch in sandigen Sedimenten nach Nahrung suchen. Als Nahrungskonkurrent bezüglich großer Chironomiden kommt dem Aal im Schilfrandbereich besondere Bedeutung zu. Seine Hauptnahrung im Neusiedler See besteht ansonst aus Wasserasseln, großen Insektenlarven und -imagines sowie Schnecken.

M-087 (1997) Umweltbundesamt/Federal Environment Agency – Austria Fischfauna in Österreich – Ökologische Charakteristik der heimischen Fischfauna 51

c) Herbivore: Für Rotaugen und Rotfedern stellt pflanzliches Material, vorwiegend submerse Makrophyten, die wichtigste Nahrungskomponente dar. Die Aufnahme dieser energetisch minderwertigen, weil schwer aufschließbaren Nahrung (HOFER et al., 1985, HOFER, 1991) deutet auf starken Konkurrenzdruck unter den benthivoren Fischarten hin. Der Rückgang der Makrophytenbestände im Neusiedler See in den 70er u. 80er Jahren wurde aber durch den Besatz des ostasiatischen Graskarpfens (Ctenopharyngodon idella) verschuldet. Die Folge war eine empfindliche Lebensraumeinengung für die ursprüngliche heimische Fauna, vor allem der Kleinfische. Diese sind heute weitgehend auf die Grabensysteme im ungarischen Hansag zurückgedrängt (WANZENBÖCK & KERESZTESSI, 1991).Güster und Giebel weisen dagegen oft hohe Anteile von Sediment und Phytobenthos im Darm auf. Beide Arten suchen vor allem in geschützten schilfnahen Bereichen nach Nahrung, wo die Biomasse des Phytobenthos am höchsten ist.

d) Piscivore: Raubfische, wie Hecht, Zander und z. T. große Aale.

3.2.4 Neue Forschungsrichtungen

Neuere Untersuchungsmethoden mit Hilfe von Echographie, Ultraschall- und Telemetrieversuchen (Fernüberwachung mittels am Fischkörper montierter oder implantierter Sender) ermöglichen unter anderem Einblicke in das Wanderverhalten der Fische in Seen und Flüssen, die zum Teil ebenfalls mit Nahrungswahl in Zusammenhang stehen. Hier liegen bereits erste Ergebnisse vor: SCHULZ (1987) konnte im Bodensee 6 adulte Brachsen mit Ultraschallsendern markieren und über einen Zeitraum von jeweils 2 Wochen beobachten. Dabei wurden 2

grundsätzlich unterschiedliche Migrationstypen festgestellt:

1. diurnale, rhythmische Migrationen zwischen dem Litoral und dem Pelagial des Sees:

Die Brachsen halten sich während den Nachtstunden im Uferbereich des Sees auf, um dort benthische Nahrung aufzunehmen. Tagsüber ziehen die Fische in das freie Wasser des Bodensees, wo sie dann vorwiegend planktische Nahrung aufnehmen.

2. spontane Exkursionsphasen:

Diese, jeweils über mehrere Kilometer reichenden Wanderungen der Brachsen ermöglichen die Nutzung temporär und lokal auftretender Nahrungsressourcen, die durch bisher ungeklärte Mechanismen offensichtlich gezielt angesteuert und auch gefunden werden. Während der Laichzeit tragen derartige Exkursionen ganz wesentlich zum Reproduktionserfolg und zur genetischen Diversifikation bei, die der Verbuttung (genetische Isolation, die sich häufig in Kleinwuchs äußert) entgegenwirkt.

Echographische Untersuchungen sollen vor allem für quantitative Bestandserhebungen und Größenklassenanalysen der Fischpopulationen zum Einsatz kommen (BOBEK & SCHIEMER, 1987). Außerdem ist es durch diese hochtechnologischen Geräte möglich, diurnale Aktivitätsmuster sichtbar zu machen (vgl. Abb. 16). Dennoch sind diese Systeme heute noch nicht genügend ausgereift, um wirklich verläßliche quantitative Daten, besonders in seichteren Gewässern, zu erhalten. Für die Bestandsdichten im Neusiedler See wurden beispielsweise Werte zwischen 0,05 und 1 Ind./m³ ermittelt. Als mittlerer Bereich wird eine Größenordnung von 0,1 bis 0,25 Ind./m³ angegeben (HERZIG et al., 1993).

Neben dem Einsatz moderner Technologien durch die Fischforschung im Freiland laufen in den österreichischen Universitäten und Instituten zurzeit vielfältige Laboruntersuchungen. Diese konzentrieren sich vor allem auf die Themenbereiche Habitatnutzung, Nahrungsangebot und -erwerb, Bioenergetik und Reproduktion. Ausgehend von der Tatsache, daß Nahrung, Laichplätze, Gefahren und Kommunikationsstellen im Lebensraum ganz unterschiedlich verteilt sind, werden die spezifischen Anpassungen der Fische untersucht, die es ermöglichen, die unterschiedlich im Raum verteilten Ressourcen nutzen zu können. WINKLER & ORELLANA (1992) konnten anhand sorgfältiger Analysen des Nahrungserwerbes einen Zusammen

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Abb. 16: Darstellung unterschiedlicher Fischaktivitäten am Nachmittag (oben) und am Morgen (unten) mit Hilfe der Echographie nach BOBEK & SCHIEMER (1987).





M-087 (1997) Umweltbundesamt/Federal Environment Agency – Austria Fischfauna in Österreich – Ökologische Charakteristik der heimischen Fischfauna 53 hang zwischen der Nahrungsdichte und der Rate der Nahrungsaufnahme mit den spezifischen lokomotorischen Fähigkeiten der Fischarten herstellen. Solche Fragestellungen sind ein zentrales Thema der Ökomorphologie, einer Disziplin, welche die Wechselwirkungen zwischen Umwelt, Verhalten und Körperbau beschreibt und zu erklären versucht.

Die Ökomorphologie verleiht der Morphologie eine neue Dimension, indem sie die strukturellen Anpassungen einer Art an ihre jeweils spezifische Umwelt zu definieren versucht. Daß sich diese Anpassungen auf allen Ebenen der Gestalt, vom äußeren Erscheinungsbild des Tieres bis zur Feinstruktur von Zellbestandteilen, ausdrücken, hat erst der konsequente Einsatz der Elektronenmikroskopie sowie computerunterstützter morphometrischer Auswertungsverfahren deutlich gemacht. Vor allem das Rasterelektronenmikroskop zeigt sehr schön, wie sich die unterschiedlichen Lebensweisen nahe verwandter Arten an Strukturunterschieden von Kiemen, Zähnen, Verdauungstrakt, Muskeln, Sinnesorganen usw. ablesen lassen (WIESER, 1986; WIESER et al., 1992). So macht etwa der Kiemenreusenapparat von Brachse und Zope Unterschiede in der Ernährungsweise deutlich. Die zooplanktivore Zope (A. ballerus) ist durch eine starke Vermehrung und Verlängerung der Reusenzähne ausgezeichnet, die vor allem als Filter fungieren, während bei der benthivoren Brachse (A. brama) die kleineren und weit auseinander stehenden Reusenzähne dicht mit Geschmacksknospen besetzt sind, was auf eine verstärkte Selektion der Nahrung durch Vermittlung chemischer Reize hindeutet (POHLA et al., 1986).

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4 GEFÄHRDUNG DER HEIMISCHEN FISCHFAUNA

4.1 Gefährdungsstatus T. Spindler, G. Zauner, E. Mikschi, H. Kummer, A. Wais, R. Spolwind Die Fische gehören europaweit zu den am stärksten gefährdeten Tiergruppen: Rund die Hälfte aller europäischen Fischarten ist bereits gefährdet, viele davon sind akut vom Aussterben bedroht oder vielerorts bereits ausgestorben (LELEK, 1980).

Ebenso dramatisch stellt sich die Gefährdungssituation der Fische in Österreich dar (HERZIGSTRASCHIL, 1991; GEPP, 1994). Da die offizielle „Rote Liste“ nicht mehr dem aktuellen Kenntnisstand entspricht, erfolgte eine Überarbeitung durch die Autoren, welche auf den eigenen Erfahrungen und den vielen Informationen, welche im Zuge ihrer ichthyologischen und musealen Tätigkeiten gewonnen wurden, beruhen.

Die verwendeten Gefährdungskategorien der Roten Liste entsprechen weitgehend den Definitionen von BLAB et al. (1984) bzw. SCHIEMER et al., 1994), da die IUCN-Definitionen (1994) nicht unmittelbar auf Fische angewendet werden können. Es müßten insbesondere die Kriterien der Populationsgrößen, Anzahl der geschlechtsreifen Individuen und der Verbreitungsflächen für aquatische Organismen adaptiert werden. Sinngemäß stimmen die Gefährdungskategorien mit den IUCN-Kategorien jedoch überein. Nähere Erläuterungen zur manchmal vielleicht nicht gleich verständlichen Einstufung folgen im Anschluß an die Tabelle.

Die verwendeten Gefährdungskategorien sind wie folgt definiert:

0. Ausgestorben oder verschollen Trotz Suche, kein Nachweis einer Population innerhalb der letzten 10 Jahre.

1. Vom Aussterben bedroht Das Überleben der Art ist ohne das Setzen geeigneter Maßnahmen unwahrscheinlich.

2. Stark gefährdet Kleine Populationen und/oder im gesamten heimischen Verbreitungsgebiet signifikant rückläufige Bestände.

3. Gefährdet Regionaler Rückgang oder lokal verschwunden.

4. Potentiell gefährdet Kleine Populationen am Rande ihres Verbreitungsgebietes oder inselhaftes Vorkommen, gute Bestände sind selten und bei Intensivierung der anthropogenen Eingriffe gefährdet.

5. Gefährdungsgrad nicht genau bekann Eine Gefährdung liegt mit Sicherheit vor. Eine exakte Zuordnung zu einer der Kategorien 1-3 ist nach derzeitigem Wissensstand nicht möglich.

6. Nicht genügend bekannt – Nicht zuordenbar Es liegen zu wenige Informationen über die natürliche Entwicklung der autochthonen Bestände vor. Eine Gefährdung wird vermutet.

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Die Ukrainischen Bachneunaugen sind im Großteil des ursprünglichen Verbreitungsgebietes verschwunden. Sie werden daher als stark gefährdet eingestuft. Das Bachneunauge ist aufgrund seines seltenen Vorkommens mit Sicherheit gefährdet. Eine genaue Einstufung ist zurzeit nicht möglich.

Ausgestorben sind bereits alle Störe mit Ausnahme des kleinen Sterlets, der jedoch fast ausschließlich durch Besatzmaßnahmen erhalten werden kann und vom Aussterben bedroht ist.

Ausreichend große selbstreproduzierende Populationen dürften derzeit in Österreich fast nicht mehr vorhanden sein. Eine natürliche Vermehrung des Sterlets in der Drau sowie in der oberösterreichischen Donau wird vermutet (HONSIG-ERLENBURG bzw. ZAUNER, pers. Mitt.).

Die Ursachen, die zum Aussterben der großen Störe geführt haben, liegen einerseits in der maßlosen Überfischung der Laichtiere und andererseits in der Unterbrechung des Flußkontinuums der Donau mit den Kraftwerken Eisernes Tor I und II rund 1000 km unterhalb Wiens.

Dennoch wurde der letzte Hausen mit 3 m Länge und 181 kg Gewicht erst 1987 bei Paks in Ungarn gefangen (HOLCIK, 1989). Ein Heraufwandern einzelner Fische bis Österreich scheint jedoch spätestens seit der Errichtung des Kraftwerks Gabcikovo endgültig verhindert zu sein.

Die autochthonen Aalpopulationen, die über das Elbesystem ins Waldviertel (NÖ) bzw. über den Rhein in den Bodensee wanderten, sind heute praktisch verschwunden. Die Aalbestände werden durch künstlichen Besatz aufrecht erhalten. Die Aalwanderungen in den ehemals natürlichen Verbreitungsgebieten sind heute durch die Errichtung zahlreicher Hindernisse unterbunden bzw. stark behindert. Andererseits wurden Aale in fast alle Gewässer eingebracht.

M-087 (1997) Umweltbundesamt/Federal Environment Agency – Austria Fischfauna in Österreich – Gefährdung der heimischen Fischfauna 57 Im ursprünglichen Verbreitungsgebiet sind die natürlichen Aalpopulationen, soferne sie überhaupt noch existieren, vom Aussterben bedroht.

Die meisten heimischen Salmonidenarten müssen heute in Österreich zumindest als gefährdet angesehen werden. Lediglich die Bachforellen sind noch im gesamten Verbreitungsgebiet in guten Beständen vorhanden und weisen zumeist natürliche Reproduktion auf. Allerdings werden sie intensivst bewirtschaftet, sodaß die bodenständigen Populationen fast vollständig verschwunden sind. Man könnte hier von einer genetischen Gefährdung der autochthonen Bestände sprechen, die Art ist aber keiner eindeutigen Gefährdungskategorie zuordenbar.

Die Huchenbestände waren seit den 50er Jahren infolge der zunehmenden Verunreinigung der Gewässer und Versiltung der Laichhabitate stark rückläufig. Zusätzlich wurde der Aktionsradius der Tiere und die Erreichbarkeit ihrer Laichplätze in den Zuflüssen durch wasserbauliche Maßnahmen stark beeinträchtigt. Die Gewässergüte vieler ehemaliger Laichgewässer der Huchen ist heute wieder soweit hergestellt, daß Wiedereinbürgerungsprojekte vielversprechend sind. Durch Regulierung und Eintiefung der Hauptflüsse, bzw. durch das Ableiten von Wasser aus den Bächen zu Zwecken der Energiegewinnung, wird dem Huchen jedoch oft jegliche Möglichkeit genommen, diese Zuflüsse überhaupt zu nutzen. Viele Huchenpopulationen können somit heute nur mit massivem Besatzaufwand erhalten werden. Das Vorkommen des Huchens hat sich auf 6 % des ursprünglichen Verbreitungsgebietes reduziert. Nach KAUFMANN et al. (1991a) kommen intakte Populationen heute nur mehr in der Pielach und der Mur vor. Der Huchen gilt daher als vom Aussterben bedroht.

Bei den Seeforellen, die früher zu den wichtigsten Wirtschaftsfischen der Alpen- und Voralpenseen zählten, führte vor allem die übermäßige Nährstoffbelastung der Seen (Eutrophierung) sowie die Regulierung der Laich- und Aufstiegsgewässer zum Verschwinden einst guter Bestände. In manchen Gewässern führten aber leider auch falsche Bewirtschaftungsmaßnahmen, wie z. B. der Besatz mit dänischen Forellen, zum Verschwinden dieser an jeden See spezifisch angepaßten und heute jedenfalls gefährdeten Fischartenvariation (HOCHLEITHNER, 1989), die möglicherweise sogar vom Aussterben bedroht ist (Kategorie 5).

Die Gefährdungsursachen für Seesaiblinge und Coregonen sind im wesentlichen Eutrophierung und z. T. Überfischung. Zusätzlich führen Besatzmaßnahmen mit fremden Arten zu verstärkter Nahrungskonkurrenz dieser sensiblen Fischarten; der Besatz von Seesaiblingen und Coregonen anderer Seen greift häufig auch nicht wirklich, sondern führt im Gegenteil zum Verlust der autochthonen Populationen durch die genetische Vermischung.

Es erfolgt daher ebenfalls eine Einstufung in die Kategorie 5.



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