Das Projekt "Der Fischbestand des Großen und Kleinen Möggelinsees - Zusammensetzung und Zustand" wird/wurde gefördert durch: Natur & Text GmbH. Es wird/wurde ausgeführt durch: Institut für Binnenfischerei e.V., Potsdam-Sacrow.Fischbestandserfassung im Zuge der 'Unterschutz-Stellungs-Verfahrens', - Seen lagen im Sperrgebiet und wurde fischereilich nicht genutzt. Daher lagen keine Kenntnisse zum Arteninventar vor, - Ergebnisse sollen der Erarbeitung von Behandlungsrichtlinien dienen und Basis weitere Untersuchungen bilden.
Das Projekt "Schwerpunktprogramm (SPP) 1158: Antarctic Research with Comparable Investigations in Arctic Sea Ice Areas; Bereich Infrastruktur - Antarktisforschung mit vergleichenden Untersuchungen in arktischen Eisgebieten, Untersuchungen zur trophischen Bedeutung und Metapopulationsstruktur von Arten des gelatinösen Zooplanktons im Südpolarmeer über DNA-Metabarcoding" wird/wurde gefördert durch: Deutsche Forschungsgemeinschaft. Es wird/wurde ausgeführt durch: Deutsche Forschungsgemeinschaft.Gelatinöses Zooplankton (GZP), darunter pelagische Ctenophoren, Nesseltiere und Salpen, gelten als Gewinner des Klimawandels. In mehreren marinen Ökosystemen weltweit hat ihre Zahl in den letzten Jahrzehnten erheblich zugenommen. Diese so genannte "Gelierung" gilt auch für die sich erwärmende Region des Südpolarmeers mit ihrer bekannten Verschiebung von einem krillbasierten zu einem salpenbasierten Ökosystem. Abgesehen von den Salpen werden andere gelatinöse Zooplankter der Antarktis kaum untersucht, da diese schwer erfassbaren Vertreter des pelagischen Lebensraums aufgrund methodischer Beschränkungen mit den traditionellen Netzbeprobungen nicht bzw. kaum nachweisbar sind. Entsprechend wird die Vielfalt des GZPs bislang nicht erhoben, ihre Biodiversität und Abundanz unterschätzt. Wenn man bedenkt, dass das GZP einen großen Teil der pelagischen Biomasse ausmacht und noch zentraler im Kontext der Ozeanerwärmung wird, könnte ihre ökosystemare Bedeutung als Nahrungsressource für höhere tropische Ebene zunehmen. Bis vor kurzem galt GZP allerdings als "trophische Sackgasse". Diese klassische Sichtweise ist darin begründet, dass durch die schnelle Verdauung des wässrigen, weichen Gewebes von GZP, diese - ebenso wie in den Netzfängen - nicht mehr in den Verdauungsorganen von Beutetieren nachweisbar sind. Erste neuere Studien haben jedoch gezeigt, dass viele Taxa routinemäßig GZP im gesamten Weltozean konsumieren. Mit diesem DFG-Antrag wollen wir diesen Paradigmenwechsel für pelagische und demersale Ökosysteme des Südpolarmeers validieren. Zu diesem Zweck werden wir die räumlich-zeitliche Variation in der Nahrungszusammensetzung und das Auftreten von GZP-Räubern für Amphipoden- und Fischarten mit Hilfe eines DNA-Metabarcoding-Ansatzes untersuchen.Anschliessend wollen wir auf der Grundlage der Millionen von DNA-Messwerten, die mit dieser Methode und bioinformatischer Entrauschung gewonnen wurden, eine metaphylogeographische Studie durchführen. Damit wollen wir die genetische Struktur und die Populationskonnektivität der sonst schwer zu beprobenden gallertartigen Zooplanktonarten untersuchen.
Das Projekt "Die artenmaessige Veraenderung des Fischbestandes im Flusssystem der Donau durch den Ausbau des Rhein-Main-Donau-Kanals" wird/wurde ausgeführt durch: Bayerische Landesanstalt für Fischerei.Problem: Veraenderung der Morphologie und Oekologie in der Donau im Bereich der Ausbaustrecke. Aenderung der Fischartenzusammensetzung und der Ertragssituation; Ziel: qualitative und quantitative Erfassung der Bestandsveraenderung, Abschaetzung der Ertragslage; Methoden: Versuchsfischereien, populationsdynamische Untersuchungen.
Die Fließgewässer Berlins haben sich über den Lauf der Jahrhunderte infolge der menschlichen Nutzung stark verändert. Wo früher ein Mündungsdelta der Spree in die Havel lag, mit Auengewässern und Überschwemmungsflächen, finden sich heute durch Schleusen und Wehre geregelte, träge oder gar nicht fließende Gewässer. Dadurch haben sich auch die Lebensräume der ursprünglich hier heimischen Fischarten gewandelt und wurden teilweise zerschnitten. In der Folge verloren viele Fischarten ihren Lebens- und Laichraum, Insbesondere Wanderfischarten wie Stör und Lachs, Neunaugen oder anspruchsvollere Arten wie Zährte oder Barbe starben aus oder waren verschollen. Seitdem sich durch ein wachsendes Umweltbewusstsein langsam die Wasserqualität wieder verbessert, erholen sich entsprechend auch die Fischbestände. Die Schaffung der Durchgängigkeit von Wanderhindernissen dauert allerdings an und auch die Bedarfe der Schifffahrt und der Wassernutzung bestehen weiter. Die Bedingungen für die Wanderfische haben sich daher noch nicht gebessert. Zuletzt wurden bei der Auswertung von 153 Berliner Gewässern 40 Fischarten nachgewiesen. Die artenreichsten Gewässer waren zwischen 2014 und 2022 erwartungsgemäß die durchflossenen Seen, wie der Große Müggelsee und der Griebnitzsee. Besonders verbreitet sind Plötze, Rotfeder, Barsch und Hecht. Hier können Sie die Bestandsaufnahmen aus den Jahren 1993, 2002, 2013 und 2022 nachvollziehen. Die rechtlichen Bedingungen für die Verbesserungen setzte im Jahr 2000 die Europäische Wasserrahmenrichtlinie. Sie strebt an, dass sich die ökologische Qualität von Flüssen und Seen in der EU wieder verbessert. Die Inhalte dieses Jahrgangs sind aktuell. Einleitung Datengrundlage Kartenbeschreibung, Fischartenzusammensetzung und Hauptfischarten Rote Liste der Fische und Neunaugen Berlins Literatur Abbildungen der im Text genannten Fischarten Karten Download
Das Projekt "eDNA basierte Verfahren in der Gewässerbeobachtung" wird/wurde gefördert durch: Bundesministerium für Umwelt, Klimaschutz, Naturschutz und nukleare Sicherheit (BMUKN) / Umweltbundesamt (UBA). Es wird/wurde ausgeführt durch: Universität Duisburg-Essen.a) Zielstellung: Metabarcoding verspricht eine bessere Erfassung der Artenzusammensetzung in Gewässern und bietet sich als kostengünstige und tierschutzgerechte Alternative zu den aufwändigen klassischen Verfahren an. Das Vorhaben wird die Präzision bewerten, mit der Barcoding- und Metabarcoding-Verfahren Fischarten (und ggfs. auch Taxa des Makrozoobenthos), ihre Abundanzen und die Zusammensetzung von Artengemeinschaften in Gewässerproben nachweisen. Der LAWA-Expertenkreis Fließgewässer Biologie wird an dem Vorhaben beteiligt. Außerdem ist mindestens ein Bundesland Partner in dem Vorhaben. Es werden u.a. Flächen aus dem Messnetz der Bundesländer ausgewählt. Die Aussagekraft der Ergebnisse wird im Blick auf die räumliche und zeitliche Entwicklung von Fischgemeinschaften geprüft und mit den Monitoringdaten der Länder verglichen. Es werden Maßnahmen zur Qualitätssicherung der genetischen Ansätze vorgeschlagen. Die erforderlichen Schritte und Kosten für eine mögliche Einbettung eDNA basierter Methoden in das behördliche Gewässermonitoring werden ermittelt. Es werden Vorschläge für Intervalle und Messstellen der Probenahme abgeleitet. Dazu gehören so genannte ,Wetterstationen', die eine Frühwarnfunktion für Veränderungen der Biodiversität haben und eDNA Proben archivieren. b)Output: Aus den Vergleichen der eDNA basierten Ansätzen mit den klassischen Verfahren der biologischen Fischbewertung werden Empfehlungen für ein qualitätsgesichertes integriertes Fischmonitoring abgeleitet. Der Transfer des Know-hows aus dem Projekt an die Bundesländer wird die Akzeptanz der eDNA basierte Monitoringansätze gewährleisten und den Ländern den Zugang zu den neuen Methoden erleichtern. Ein Verfahrensvorschlag und eine Kostenschätzung ebnen den Weg für eine sich an das Projekt anschließende Diskussionen zur Ergänzung des klassischen Fischmonitorings durch eDNA basierte Verfahren.
Im Rahmen der Aktualisierung des Berliner Umweltatlasses wurden Daten von 151 beprobten Gewässern ausgewertet. Damit diese auch für eine Beurteilung der jeweiligen Gewässer genutzt werden können, ist es erforderlich, Vorstellungen von der unter gegebenen Umständen lebensfähigen und damit im Gewässer zu erwartenden Fischfauna zu entwickeln. Die Differenz zwischen dieser potentiellen und der tatsächlich vorgefundenen Artenzahl kann als Anhaltspunkt für die Beurteilung der Naturnähe eines Gewässers dienen. Zur Problematik der in einem Gewässer zu erwartenden Fischartenzusammensetzung gibt es eine Vielzahl wissenschaftlicher Veröffentlichungen u. a. aus geologischer, geomorphologischer, faunistischer und fischereilicher Betrachtungsweise. Ihnen allen ist gemeinsam, daß die Anzahl der Fischarten von der Strukturvielfalt des Lebensraumes und damit direkt vom Gewässertyp abhängt. So verfügen z. B. durchflossene Seen sowohl über strömende als auch über Stillwasserbereiche. Sie bieten damit rheophilen (strömungsliebenden) und limnophilen (stehendes Wasser bevorzugenden) Fischarten geeignete Lebensbedingungen. Deshalb beherbergen Flußseen i.d.R. ein vielfältiges Fischartenspektrum. In geschlossenen Seen können nur limnophile Arten optimale Lebensbedingungen vorfinden, in Flüssen meistens nur rheophile. Die in diesen Gewässertypen zu erwartende Fischartenzahl wird deshalb geringer sein als in Flußseen. Damit die untersuchten Berliner Gewässer miteinander verglichen werden können, wurden folgende neun Kategorien festgelegt: Fließgewässer Flußseen natürliche Landseen künstliche Landseen Rückhaltebecken Kleingewässer Kanäle Gräben Klärwerksableiter Bei den Landseen war eine Gliederung in natürliche und künstlich geschaffene notwendig, da erstere auch natürlich besiedelt werden konnten, während Fischvorkommen in letzteren auf Besatz zurückzuführen sind. Rückhaltebecken und Klärwerksableiter als stehende bzw. fließende, künstlich geschaffene Kleingewässer wurden ebenfalls als eigene Kategorien betrachtet, da sie i. d. R. den höchsten Ausbauzustand aufweisen. Die Anzahl der beprobten Gewässer für die jeweilige Kategorie ist Tabelle 2 zu entnehmen. Für alle Gewässer eines Typs wurde der Durchschnitt der in ihnen nachgewiesenen Fischarten errechnet. Hierbei wurden auch offenkundig auf Besatz zurückzuführende Arten berücksichtigt, sofern sie in Deutschland als einheimisch oder eingebürgert gelten. Dieser Wert ± 1 wurde als Bereich der mittleren Fischartenzahl für diesen Gewässertyp in Berlin festgelegt (s. Tab. 2). Da eine hohe Fischartenzahl i. d. R. auf ein vielfältiger strukturiertes und damit ökologisch wertvolleres Habitat schließen läßt, wurde eine Abweichung vom Durchschnitt nach oben positiv, analog dazu die Abweichung nach unten negativ bewertet. Der Durchschnittswert kann nur ein Hilfsmittel zum Vergleich der jeweiligen Berliner Gewässer untereinander sein, keine wissenschaftlich fundierte, allgemeingültige Bewertung. Grundsätzlich ist anzumerken, daß ein Gewässer mit relativ wenig Fischarten (immer innerhalb des gleichen Typs betrachtet) nicht zwangsläufig als schlecht einzuschätzen ist. Es kann trotzdem ein sehr wertvolles Biotop sein (auch für Fische). Andererseits kann das Vorhandensein relativ vieler Fischarten auf Besatzmaßnahmen zurückzuführen sein, so daß derartige Gewässer nicht ohne Einschränkungen als gut zu bewerten sind. Dennoch kann in der Karte abgelesen werden, welche Gewässer innerhalb einer Gruppe in Bezug auf ihre Fischfauna artenreicher und damit i. d. R. auch vielfältiger sind. Da die Klärwerksableiter zu einer eigenen Kategorie zusammengefaßt wurden, finden sich auch hier aufgrund ihrer Fischartenzahl positiv bewertete Gewässer. Dies darf nicht darüber hinwegtäuschen, daß es sich bei dieser Kategorie um fischfeindlich ausgebaute, naturferne und in diesem Zustand wenig schutzwürdige Fließe handelt. Wenn z. B. der Lauf der Panke von einem reich gegliederten, vor 80 Jahren noch Bachneunaugen beherbergenden Flüßchen zu einer geraden Rinne mit trapezförmigem Querschnitt umgestaltet wurde, so ist er als übermäßig durch den Menschen beeinträchtigt zu betrachten, unabhängig von der Zahl der heute noch dort nachgewiesenen Fischarten. Für jedes der untersuchten Gewässer können der Karte Angaben über die Zahl der nachgewiesenen Fischarten, ihre relative Häufigkeit und den Gefährdungsgrad entnommen werden. Wurde eine Fischart bei mehreren Beprobungen nur unregelmäßig und in Einzelexemplaren beobachtet, so wurde ihr Vorkommen in diesem Gewässer als selten eingeschätzt. Wurde eine Art regelmäßig, aber nur in relativ geringen Stückzahlen gefangen, so galt ihr Bestand als gering. Häufige Arten waren bei allen Befischungen in größerer Stückzahl präsent. Der Gefährdungsgrad der einzelnen Fischarten wurde nach der neu erarbeiteten Roten Liste eingeschätzt (s. Tab. 1). Dabei wurde das Vorkommen gefährdeter Fischarten positiv bewertet. Die Anordnung der gefundenen Arten im Fischsymbol wurde so vorgenommen, daß der Gefährdungsgrad innerhalb des Symbols von rechts nach links zunimmt.
Berlins natürliche Seen und Fließgewässer entstanden vor rund 10 000 Jahren mit dem Abtauen der Gletscher, die das Gebiet während der Weichsel-Vereisung bedeckten. Es handelt sich demzufolge um geologisch sehr junge Gewässer. Damals umfaßte die autochthone (einheimische) Süßwasserfischfauna Deutschlands nach Thienemann 56 Arten, ausgenommen Wanderfische, die die Binnengewässer nur zur Fortpflanzung aufsuchten. Von diesen wiederum war es 31 Fischarten möglich, die Gewässer des heutigen Landes Berlin zu besiedeln. Sie müssen als ursprüngliche bzw. autochthone Fischfauna Berlins betrachtet werden. Diese unterlag bis in die Gegenwart vielfältigen, z. T. noch anhaltenden Veränderungen. Prägten einst die Flußsysteme von Spree und Havel das Berliner Gewässernetz, so mußte ihre Dynamik zunehmend Stillwasser- und Rückstaubereichen weichen. Der Dammbau zum Betreiben von Mühlen läßt sich bis in das 13. Jahrhundert zurückverfolgen. Neben diesen Mühlendämmen wurden weitere Stauanlagen und Schleusen zur Förderung der Schiffahrt errichtet. Bereits im 17. Jahrhundert begann die Begradigung einzelner Flußabschnitte. Der Kanalbau erreichte Mitte des vorigen Jahrhunderts seinen Höhepunkt. Ab dieser Zeit war es Wanderfischen selbst bei Hochwasser nicht mehr möglich, die hohen Wehranlagen zu überwinden und das Berliner Stadtgebiet zu erreichen. Mit der Stauhaltung gingen wertvolle Lebensraumstrukturen der Fließgewässer und die für viele Fischarten notwendigen Überschwemmungsflächen verloren. Die Strömungsgeschwindigkeit nahm ab, und Ablagerungsprozesse führten zu einer Überlagerung der grobkörnigen Sedimente mit Schlamm. Sauerstoffzehrende Abbauprozesse am Gewässergrund wurden vorherrschend. Fischarten, die kiesiges, gut mit Sauerstoff versorgtes Substrat bevorzugen, mußten weichen. Für sie fehlten sowohl geeignete Laich- und Lebensräume als auch die Möglichkeit, Ausgleichswanderungen durchzuführen, weshalb die einstige Leitfischart, die Barbe – ein typischer Flußfisch, ausstarb. Der Gewässercharakter wandelte sich von der klassischen Barben- zur Bleiregion . Neben diesen nachhaltigen Beeinträchtigungen durch den Gewässerausbau spielten Einträge aller Art eine erhebliche Rolle. Bereits vor der Jahrhundertwende war die Belastung von Spree und Havel durch industrielle und kommunale Abwässer sowie Fäkalien derart stark, daß häufig Fischsterben auftraten, und die Fischerei ernsthaft beeinträchtigt wurde. Aufgrund der schlechten Sauerstoffverhältnisse an der Wasseroberfläche war es beispielsweise unmöglich, Fische aus der Unterhavel in Booten mit offenen, durchströmten Fischkästen, sog. Drebeln, lebend nach Berlin (heutige Innenstadt) zu transportieren. Auch die städtischen Rieselfelder boten hinsichtlich der Gewässergütesituation nur bedingt Abhilfe. Die genannten anthropogenen Einwirkungen führten zu einer Verarmung der Berliner Fischfauna. Neben der Barbe starben weitere strömungsliebende, an sauerstoffreiches Wasser gebundene Fischarten, wie Bachneunauge und Bachschmerle, in Berliner Gewässern aus. In jüngerer Zeit wurden die oft stark beeinträchtigten Flüsse und Seen mit einer neuen – keiner besseren – Qualität des Abwassers belastet. Großkläranlagen verhinderten den Eintrag groben organischen Materials (Fäkalien u.ä.); trotzdem blieb die Fracht der gelösten Nährstoffe hoch. Gleichzeitig wurden mit der Intensivierung der Landwirtschaft und zunehmender Industrialisierung verstärkt Dünge- und Pflanzenschutzmittel, Schadmetalle und andere Toxine eingetragen. Besonders Industrieabwässer belasteten die Gewässer zusätzlich durch Abwärme . Eine durch Nährstoffeintrag hervorgerufene bzw. geförderte Eutrophierung begünstigt euryöke (umwelttolerante) Fischarten, deren Bestandsausweitung oftmals das Zurückgehen anspruchsvollerer Arten verdeckt. Die genannten Einflußfaktoren sind zweifellos die bedeutendsten. Damit ist aber die Palette anthropogener Schadwirkungen auf den Fischbestand hiesiger Gewässer noch nicht erschöpft. Gegenwärtig spielt die Freizeitnutzung eine große, ständig zunehmende Rolle. Der durch Motorboote verursachte Wellenschlag sowie das Baden fördern die Erosion der Gewässerufer, indem schützende Pflanzengürtel zerstört werden. Differenzierter zu betrachten ist die Freizeitfischerei . Bei mehrfach genutzten Gewässern (Angeln, Baden, Sportboote etc.) sind die durch Angler verursachten Uferzerstörungen und -verschmutzungen im Verhältnis zu den zahlreichen Badegästen relativ gering. Angler beeinflussen ein Gewässerökosystem in erster Linie durch Eingriffe in die Biozönose in Form von Fischentnahmen und Besatzmaßnahmen . Dabei werden wirtschaftlich wertvolle bzw. für Angler interessante Fischarten einseitig gefördert. Hinzu kommt eine Verfälschung der autochthonen Fischfauna durch Besatz mit nicht einheimischen Arten, wie z. B. Regenbogenforelle und Zwergwels. Sie können Nahrungskonkurrenten, Laichräuber und Freßfeinde sein, auf die sich die heimische Fauna nicht einstellen konnte. Im Verlauf ihrer Entwicklungsgeschichte haben sich die Arten ihrem Lebensraum optimal angepaßt und spezialisiert, um Konkurrenzbeziehungen auszuweichen. Dieser Prozeß führte dazu, daß innerhalb eines Ökosystems die meisten Arten einen relativ abgegrenzten Bereich, eine ökologische Nische haben, den ausschließlich sie optimal nutzen können. Bringt man nun in dieses Ökosystem fremde, d.h. allochthone Arten ein, so ist deren Wirkung vorher oft nicht abzuschätzen. Einheimische Arten können verdrängt werden. Mit ihnen würden im Verlauf der Evolution erworbene, genetisch fixierte Spezialisierungen sowie Anpassungen an hiesige Gewässerverhältnisse verloren gehen. In stark beangelten Gewässern stellt das allgemein übliche Anfüttern zudem einen nicht zu vernachlässigenden Nährstoffeintrag dar. Erste Erhebungen zur Fischfauna Berliner Gewässer vor rund 100 Jahren bieten wertvolle historische Anhaltspunkte, anhand derer die Wirkung der genannten Einflußfaktoren auf die Fischartenzusammensetzung und ihre Veränderung eingeschätzt werden kann. Einzelne Gewässer, vornehmlich im Südosten Berlins, wurden in den 50er Jahren erneut untersucht. Spätere Fischbestandserfassungen konnten aufgrund politischer Grenzen nur noch Teilbereiche Berlins berücksichtigen, weshalb zwei Rote Listen, getrennt für den Ost- und den Westteil der Stadt, erarbeitet wurden (s. Tab. 1). Die unterschiedliche Einstufung der Gefährdung einzelner Arten beruht vornehmlich auf den unterschiedlichen Gewässerverhältnissen in beiden Teilen der Stadt. So überwiegen im Westteil großflächige Flußseen, während der Ostteil über mehr natürliche Fließgewässer verfügt. Folglich weichen die Anzahl der Vorkommen sowie die Bestandsgrößen von Freiwasserbewohnern und Flußfischen in beiden Untersuchungsgebieten z. T. erheblich voneinander ab, was zu einer unterschiedlichen Einschätzung ihrer Gefährdung führte. Nachdem es möglich war, für das gesamte Land Berlin eine Rote Liste zu erstellen, wurden die bisher erhobenen Daten zur Fischbesiedlung zusammengefaßt und ein einheitlicher Bewertungsmaßstab zugrunde gelegt. Die in Tabelle 1 dargestellten, z. T. geringeren Einstufungen einzelner Arten in der neuen Roten Liste sind nicht auf verbesserte Lebensbedingungen zurückzuführen, sondern auf ein größeres Untersuchungsgebiet und eine höhere Anzahl von Befischungen. Im Gegensatz zu früheren Arbeiten wurde fast die doppelte Anzahl von Gewässern beprobt. Dies führte für eine große Zahl von Fischarten zur Feststellung neuer Vorkommen. Auf dieser Grundlage wurde eine neue kommentierte Rote Liste für Berlin erarbeitet (Wolter et al., in Vorbereitung). Gegenwärtig gibt es im Land Berlin mehr als 250 Gewässer, alle mit einer durch den Menschen stark beeinflußten Fischfauna. Kenntnisse über die gegenwärtige Verbreitung und Häufigkeit sowie die wesentlichen existenzgefährdenden Faktoren sind essentielle Voraussetzungen, um Arten- und Biotopschutzmaßnahmen zielgerichtet und mit geeigneten Methoden realisieren zu können. Zur Beurteilung von Gewässern ist die Untersuchung der Fischbestände hilfreich, da sie die Einschätzung der komplexen Einflußfaktoren und deren Langzeitwirkung auf höhere aquatische Organismen ermöglichen kann, ohne diese einzeln betrachten zu müssen. Die vorherrschende Fischfauna ist ein Indiz für den ökologischen Zustand eines Gewässers. Deshalb ist z. B. der Nachweis einer großen Anzahl von Fischarten positiv zu beurteilen, da dies aufgrund ihrer ökologischen Einmischung auf das Vorhandensein vieler verschiedener Lebensräume und damit einer großen Strukturvielfalt hindeutet. Hierbei muß allerdings auch immer die Möglichkeit berücksichtigt werden, daß der vorgefundene Bestand durch Besatzmaßnahmen verfälscht sein kann. Das Vorkommen gefährdeter Fischarten in einem Gewässer kann für seine Beurteilung grundsätzlich positiv gewertet werden, da diese i. d. R. bezüglich der Wasserqualität und der strukturellen Vielfalt des Lebensraumes anspruchsvoller sind als euryöke Arten.
Fische sind vergleichsweise langlebige, mobile Organismen, die mehrere trophische Ebenen (Niveaus im Nahrungsnetz) repräsentieren und im Verlauf ihrer Entwicklung bzw. ihres Lebenszyklus’ auf vielfältige, verschiedene Habitate oder Gewässerlebensräume angewiesen sind. Aufgrund dieser ausgeprägten Lebensraumansprüche wurden Fische als biologische Indikatoren für die Strukturvielfalt der Oberflächengewässer in die EG-WRRL aufgenommen. Eine gewässertypisch hohe Diversität autochthoner (einheimischer) Fischarten indiziert die gute ökologische Qualität eines Gewässers im Sinne der EG-WRRL , d.h. die Intaktheit eines Gewässer-Ökosystems und damit auch seinen Wert für den Arten- und Biotopschutz. Dabei ist zu berücksichtigen, dass erst mit dem Nachweis der natürlichen Reproduktion die Existenz von Populationen belegt ist. In der Regel wird der Nachweis einer hohen Fischartenzahl positiv beurteilt, da diese – sofern nicht durch Besatzmaßnahmen verursacht – auf das Vorhandensein vielfältiger verfügbarer Lebensräume und Ressourcen hindeutet und damit auf eine große Strukturvielfalt. Ebenfalls positiv zu bewerten ist das Vorhandensein stabiler Populationen gefährdeter Fischarten . Sie stellen in der Regel die höchsten Lebensraumansprüche und sind demzufolge von negativen Einflüssen am ehesten betroffen. Aufgrund dessen ist der Gefährdungsgrad einer Art in der aktuellen Roten Liste als Gradmesser für die Schutzwürdigkeit eines Lebensraumes geeignet. Analog zur Ausgabe 1993 wurden die genannten Informationen zur fischfaunistischen Gewässerbewertung für die Kartendarstellung wie folgt aufbereitet: Für jedes untersuchte Gewässer können der Karte direkt die präsenten Fischarten und die Fischartenzahl entnommen werden, und die nachgewiesenen Arten wurden farblich kodiert dargestellt, a) nach ihrem Gefährdungsgrad entsprechend der aktuellen Roten Liste Berlins (vgl. Tab. 1, Wolter et al. 2003) und b) nach ihrer relativen Häufigkeit im Gewässer. Um die Farbgestaltung nicht zu überfrachten, wurde die Artenhäufigkeit in drei Klassen dargestellt: seltene Arten wurden bei wiederholten Beprobungen nur unregelmäßig und in Einzelexemplaren nachgewiesen, häufige waren bei allen Befischungen in größerer Stückzahl präsent. Die dritte Gruppe bildeten Arten, die nur in relativ geringen Stückzahlen aber regelmäßig gefangen wurden. Ihr Bestand wurde als stabil, die Häufigkeit als gering bzw. mäßig eingeschätzt. Ebenfalls beibehalten wurde eine gewässertyp-spezifische Bewertung der untersuchten Gewässer hinsichtlich ihrer Fischartenzahl. Entsprechend ihrer Entstehungsgeschichte, Fläche, Vernetzung, Art und Kontinuität der Wasserversorgung sowie Besiedelungsmöglichkeiten für Fische, wurden bereits in der ersten Ausgabe neun Typen festgelegt und diese – da sie sich bewährt haben – beibehalten: Fließgewässer Flussseen natürliche Landseen künstliche Landseen Rückhaltebecken Kleingewässer Kanäle Gräben Klärwerksableiter Künstliche Seen und Regenrückhaltebecken bilden fischfaunistisch eigenständige Gewässertypen, da ihre Fischvorkommen mindestens auf Initialbesatz, in der Regel auf fortgesetzten Besatz zurückzuführen sind und deren Fischgemeinschaft deshalb weder eine Besiedlungsgeschichte noch eine gewässerspezifische Bestandsentwicklung reflektiert. Klärwerksableiter und Regenrückhaltebecken sind die fließenden, bzw. stehenden Kleingewässer mit dem höchsten Ausbauzustand. Erstgenannte unterscheiden sich darüber hinaus von den übrigen Typen durch eine im Jahresverlauf relativ gleichbleibende Wasserführung, während vergleichbare Fließe und Gräben regelmäßig austrocknen. Die Gruppe der Kleingewässer beinhaltet alle stehenden Tümpel, Weiher, Teiche, Sölle u.ä. mit einer Fläche bis zu einem Hektar. Alle übrigen Kategorien erklären sich selbst. Aus den aktuellen Fangdaten wurde für jeden Gewässertyp der Mittelwert für die Anzahl der einheimischen (autochthonen) Fischarten berechnet. Neozoen (nicht heimische Arten) wurden dabei nicht berücksichtigt, um aus natur- und artenschutzfachlichen Gründen zu verhindern, dass besetzte faunenfremde Fischarten ein mögliches, durch Beeinträchtigungen verursachtes Fehlen einheimischer Arten kompensieren. Von diesem Mittelwert wurde eine Abweichung um eine Fischart nach oben oder unten zugelassen und dieser Bereich als zu erwartendes, mittleres Fischarteninventar des jeweiligen Gewässertyps in Berlin definiert. Die typspezifischen Bereichsgrenzen sind in der Kartenlegende aufgeführt. Wie bereits erläutert, impliziert eine hohe Fischartenzahl einen vielfältig strukturierten, ökologisch wertvollen Lebensraum, weshalb eine Fischartenzahl über dem typspezifischen Durchschnitt positiv und darunter negativ bewertet wurde. Da der Durchschnitt der nachgewiesenen Fischartenzahl für alle Gewässertypen separat ermittelt und bewertet wurde, finden sich in der Karte z.B. auch positiv bewertete Klärwerksableiter, sofern sie mehr Fischarten aufweisen als andere. Diese scheinbare Absurdität, ein hochgradig degeneriertes Gewässer gut zu bewerten, ergibt sich aus dem ausschließlichen Vergleich der Gewässer innerhalb eines Typs. Einerseits wird damit deutlich, dass der gewählte typspezifische Mittelwert als Instrument zur Bewertung der ökologischen Integrität eines Gewässers oder seines ökologischen Zustands gemäß EG-WRRL ungeeignet ist. Den Mittelwert in diesem Sinn zu verwenden, wäre wirklich absurd. Andererseits ermöglicht der vorgenommene fischfaunistische Vergleich der Gewässer die Entwicklung von gewässertyp-spezifischen fischökologischen Potentialen, wie sie für die Umsetzung der EG-WRRL erforderlich sind. Die Wasserrahmenrichtlinie verlangt, für künstliche oder anthropogen degradierte Gewässer das beste ökologische Potential zu definieren, d.h. die beste, unter den gegebenen Gewässernutzungs- und -zustandsbedingungen erreichbare Fischartengemeinschaft. Vom Bestzustand ausgehend, ist das bis 2015 zu erreichende gute ökologische Potential zu entwickeln. Hier liegen die Stärken der durchschnittlichen Fischartenzahl der Gewässertypen, wie sie die Karte darstellt. Innerhalb der künstlichen und degradierten Gewässer (Regenrückhaltebecken, Klärwerksableiter, Kanäle und künstliche Seen) lassen sich positive Referenzen identifizieren, die auf das mögliche fischfaunistische Potenzial des jeweiligen Gewässertyps verweisen. Für die Umsetzung der EG-WRRL sind allerdings weiterführende Untersuchungen erforderlich, um diese Artenzahlen mit Angaben zur Dominanz- und Altersstruktur Fischarten zu unterlegen und Referenzzönosen zu entwickeln.
Das Projekt "Erhalt, Schutz und nachhaltige Nutzung der Biodiversität im Einzugsgebiet der großen Seen Prespa, Ohrid und Shkoder" wird/wurde gefördert durch: Deutsche Gesellschaft für Internationale Zusammenarbeit GmbH (GIZ). Es wird/wurde ausgeführt durch: Institut für Binnenfischerei e.V., Potsdam-Sacrow.Zielstellung: Die drei großen Seen des Westbalkans Ohrid, Prespa und Shkoder werden von den vier Staaten Albanien, Griechenland, Mazedonien und Montenegro geteilt. Sie stellen einen im europäischen Kontext herausragenden Brennpunkt der biologischen Vielfalt sowie die Basis für eine Vielzahl fischereilicher Nutzer und die Versorgung der Anrainer mit Nahrungsmitteln dar. Von den zahlreichen endemischen Elementen der Flora und Fauna sind viele bestandsbedroht, das gilt auch für eine Reihe von Fischarten. Gleichzeitig wird die derzeitige fischereiliche Bewirtschaftung kaum zwischen den Anrainern koordiniert. Ziel des Vorhabens ist eine verbesserte Umsetzung von Gesetzen, Abkommen und Managementplänen für den Erhalt der Biodiversität und die nachhaltige Bewirtschaftung der Seen, wobei dem zwischenstaatlich koordinierten Monitoring der Fischartengemeinschaften mit standardisierten Methoden und der Regulierung der Fischerei besondere Bedeutung zukommt. Material und Methoden: Im Rahmen des Projektes berät das IfB eine grenzübergreifende technische Arbeitsgruppe zur Vorbereitung und Etablierung eines abgestimmten und standardisierten Monitorings der Fischfauna und leitet die nationalen Projektpartner bei der Darstellung und Interpretation der Ergebnisse an. Ergebnisse: Nach der Etablierung eines grenzübergreifenden Standardprotokolls für fischereiliche Beprobungen belegte die erste Anwendung der Multimaschen-Stellnetznorm, dass diese prinzipiell auch zur standardisierten Erfassung der Fischfauna von Seen des Balkans geeignet ist. Die Ergebnisse waren vor allem in Bezug auf den hohen Anteil von Neozoen im Litoral des Prespa-Sees (Sonnenbarsch, Bitterling, Blaubandbärbling) sowie die fortgeschrittene Ausbreitung des allochthonen Flussbarsches im Shkodra-See überraschend. Die Ergebnisse fanden Eingang in die Erstbeschreibung der Wasserkörper im Zusammenhang mit der Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie. Daneben wurden grenzübergreifende Berichte zur Fischfauna der drei Seen erstellt und abgestimmt.
Die lokalen Besonderheiten der fischfaunistischen Besiedlung führten dazu, dass die Erarbeitung der Referenzzönosen für die Bewertung der Fische gemäß WRRL von den deutschen Bundesländern unabhängig, aber nach einer einheitlichen Verfahrensempfehlung des „ Handbuch zu fiBS “ (Dußling 2009), erfolgten. Im Ergebnis entstanden fischfaunistische Referenzen für Gewässer und Gewässerabschnitte in unterschiedlicher räumlicher Auflösung. Die Ableitung der Referenzzönose im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial erfolgt in drei Schritten. Unter Berücksichtigung der relativen Abundanz werden drei Gruppen differenziert, denen eine unterschiedliche Bedeutung innerhalb der Bewertung zukommt. 1. Typspezifische Arten – Dominanzanteil ≥ 1 % Die Arten sind in der Referenz-Fischzöne mit einem Anteil ≥ 1 % vertreten. Sie sollten in ausreichender Häufigkeit vertreten sein, so dass sie im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial bei einer repräsentativen Probenahme alle nachweisbar sind. 2. Leitarten – Dominanz ≥ 5 % Teilmenge der typspezifischen Arten, die in der Referenz-Fischzöne mit einem Anteil ≥ 5 % vertreten sind. Als Leitarten werden die Arten bezeichnet, die an die Bedingungen des betreffenden Fließgewässerabschnitts angepasst sind und zu den am häufigsten zu erwartenden Fischarten gehören. Im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial sollten diese Arten in einer repräsentativen Probenahme vollständig und mit referenzähnlichen relativen Abundanzen vertreten sein. 3. Begleitart - Dominanzanteil < 1 % Die Arten sind in der Referenz-Fischzöne mit einem Anteil < 1 % vertreten . Die Arten kommen in diesem Gewässerabschnitt im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial meist, jedoch nicht zwingend vor und sind so selten, dass sie bei einer repräsentativen Probenahme nicht alle nachweisbar sind. Die Modellierung der fischfaunistischen Referenz im sehr guten ökologischen Zustand bzw. höchsten Potenzial basierte auf mehreren Grundlagen. Historische Daten Daten aus weitgehend ungestörten Gewässern, deren Fischbestand als naturnah gelten kann (best-of-Ansatz) Natürliche zoogeographische Verbreitungsmuster Nutzung von Expertenwissen zum Zusammenhang zwischen abiotischen Parametern (Gefälle, Gewässerbreite, Wassertiefe, Temperatur…) und den Habitatansprüchen einzelner Fischarten Zu beachten ist, dass die so modellierten Referenzzustände nicht die Zusammensetzung der tatsächlichen Fischlebensgemeinschaft repräsentieren. In ihnen werden bereits die Nachweisbarkeit der Arten mit der standardisierten Untersuchungsmethodik und ihrer Bedeutung im Bewertungsverfahren berücksichtigt. Die Bewertung des ökologischen Zustands von Fließgewässern bzw. Fließgewässer-Wasserkörpern mit dem fischbasierten Bewertungssystem ( fiBS ) erfolgt grundsätzlich auf Basis des gültigen fischfaunistischen Referenzzustandes und der Daten repräsentativer Befischungen. In Ausnahmefällen können diese Befischungsdaten jedoch vor der Verwendung im Bewertungssystem durch Ersatz-Daten (Dummy-Daten) ergänzt werden (Abb. 1). Dies ist zulässig, sofern Fischarten aufgrund ihrer Lebensweise nicht mit den eingesetzten Probenahmemethoden sicher nachweisbar sind, ihr Vorkommen jedoch an der Probestelle über andere Nachweismethoden sicher belegt ist. Beispiele hierfür sind Wanderfischarten wie Atlantischer Lachs, Fluss- und Meerneunauge oder Maifisch, die mit elektrofischereilicher Probennahme während des Monitoringzeitraums im Spätsommer / Herbst nicht oder nur sehr schlecht nachweisbar sind. Abb. 1: Schema Grundprinzip fiBS Bewertung. Das fischbasierte Bewertungssystem ist zur Bewertung des Hauptgerinnes konzipiert. Flussauen und Seitenarme sind mit fiBS nur bewertbar, wenn es sich um fließende Gewässerlebensräume handelt und entsprechende Referenzzönosen vorliegen. Das Grundprinzip des Bewertungsverfahrens beruht auf dem Vergleich der aktuellen Fischzönose mit einem fischfaunistischen Referenzzustand. Mit zunehmendem Grad der Abweichung der aktuellen Fischzönose vom Referenzzustand verschlechtert sich das Bewertungsergebnis. Der Bewertung liegen fischökologische Bewertungsparameter oder Metrics zu Grunde, die zu übergeordneten Qualitätsmerkmalen aggregiert werden. Eine besondere Bedeutung kommt den ökologischen Gilden, also funktionalen Gruppen der Fischzönose zu. Dies betrifft die Strömungspräferenz der Arten sowie deren Ansprüche hinsichtlich der Laichhabitate, Nahrung und Migrationsdistanz. In einzelnen Metrics werden jedoch auch die ökologischen Ansprüche einzelner Arten berücksichtigt. Zur Berechnung der Gesamtbewertung erfolgt zunächst eine Bewertung der einzelnen Qualitätsmerkmale, die z. T. auf mehreren Einzelmetrics basiert. Aus den Bewertungsergebnissen der sechs Qualitätsmerkmale wird anschließend die Gesamtbewertung einer Probestelle berechnet. Diese wird in natürlicherweise artenarmen Gewässern durch eine Bewertung der Fischbestandsdichte ergänzt (Tab. 1). Tab. 1: Qualitätsmerkmale und zugehörige Einzelmetrics des fischbasierten Bewertungssystems (fiBS). Qualitätsmerkmal Parameter Qualitätsmerkmal A: Arten und Gildeninventar (1) Anzahl der typspezifischen Arten (2) Anzahl der Begleitarten (3) Anzahl der anadromen und potamodromen Arten (4) Vorhandensein von referenzfernen Arten (5) Anzahl der Habitat-Gilden (6) Vorhandensein von referenzfernen Habitat-Gilden (7) Anzahl der Reproduktions-Gilden (8) Vorhandensein von referenzfernen Reproduktions-Gilden (9) Anzahl der Trophie-Gilden (10) Vorhandensein von referenzfernen Trophie-Gilden Qualitätsmerkmal B: Arten und Gildenabundanz (11) Abundanz der Leitarten (12) Barsch/Rotaugen-Abundanz (13) Verteilung der ökologischen Gilden (14) Quantitativer Reproduktionsnachweis bei allen Leitarten über den Nachweis des jeweiligen Anteils des Altersstadiums 0+ am Gesamtfang der Art sowie des Anteils adulter Tiere Qualitätsmerkmal D: Migration (15) Migrationsindex (MI) Qualitätsmerkmal E: Fischregion (16) Fischregionsgesamtindex (FRIges) Qualitätsmerkmal F: Dominante Arten (17) Leitartenindex (LAI) (18) Community Dominance Index (CDI)* * nur relevant für bei Referenz-Fischzönose ≥ 10 Arten Qualitätsmerkmal Arten- und Gildeninventar Es wird die Anzahl der an der Probestelle nachgewiesenen Arten und ökologischen Gilden mit denen des fischfaunistischen Referenzzustands verglichen und bewertet. Es fließen mit Ausnahme der Migrations-Gilden, die gesondert bewertet werden, alle Habitat- und Nahrungsgilden ein. Referenzferne Gilden und Arten führen bei Gewässern mit weniger als 10 Referenzarten zur Abwertung des Ergebnisses. Bewertungsrelevant sind zudem die Anzahl der typspezifischen Arten, der Begleitarten, anadromer und potamodromer Arten sowie typfremder Arten. Qualitätsmerkmal Artenabundanz und Gildenverteilung Die nachgewiesenen Abundanzverhältnisse im Bereich der Probestelle werden mit denen der Referenz-Fischzönose verglichen und bewertet. Überprüft wird die relative Abundanz der Leitarten, die aufaddierte Abundanz von Flussbarsch und Rotauge sowie ausgewählter ökologischer Gilden. Je stärker die relativen Abundanzen der nachgewiesenen Fischzönose von denen der Referenzzönose abweichen, desto schlechter ist das Bewertungsergebnis. Im Donausystem wird der Aal bei der Berechnung der Abundanz der Leitarten nicht berücksichtigt. Qualitätsmerkmal Altersstruktur Dieses Qualitätsmerkmal bewertet den Reproduktionserfolg der Leitfischarten entsprechend des fischfaunistischen Referenzzustandes. Bewertungsrelevant ist der Anteil der 0+ Fische am Gesamtbestand einer Art, der bei einer ausgewogenen Altersstruktur bestimmte Grenzwerte nicht unter- und überschreiten sollte. Der Aal bleibt aufgrund der marinen Fortpflanzung unberücksichtigt. Qualitätsmerkmal Migration Dieses Qualitätsmerkmal soll Defizite der ökologischen Durchgängigkeit indizieren. Als Grundlage der Bewertung sind die Fischarten in Abhängigkeit von ihrer Mobilität, genauer der Migrationsdistanz, fünf Migrationsdistanzklassen mit einem Klassenwert von 1 bis 5 (Index) zugeordnet (Tabelle 1). Tab. 2: Klassen unterschiedlicher Migrationsdistanzen und zugeordneter numerischer Klassenwert zur Errechnung des Migrationsindex. Migrationsdistanzklasse Klassenwert kurz 1 kurz - mittel 2 mittel 3 mittel - lang 4 lang 5 Der entsprechend der Individuenanzahl (bzw. relative Abundanz) gewichtete Mittelwert dieser Migrationsdistanzklassen bildet den Migrationsindex: MI = Migrationsindex N X = Anzahl Individuen pro Migrationsdistanzklasse: K kurz K-M kurz bis mittel M mittel M-L mittel bis lang L lang N ges = Gesamtanzahl Individuen an Probestelle Je stärker der Index der nachgewiesenen Fischzönose den der Referenzzönose unterschreitet, desto schlechter ist das Bewertungsergebnis, da dies auf Defizite der ökologischen Durchgängigkeit hinweisen kann. Ist der Migrationsindex höher als der der Referenzzönose, beeinflusst dies das Bewertungsergebnis nicht negativ. Qualitätsmerkmal Fischregion Dieses Qualitätsmerkmal soll anthropogene Eingriffe indizieren, die den Gewässercharakter Richtung Oberlauf (Rhithralisierung) oder Unterlauf (Potamalisierung) verschieben. Die Grundlage hierfür bildet der Fischregionsindex, als Maß für die Verbreitungsschwerpunkte einer Art im längszonalen Verlauf der Fließgewässer. Es werden sechs Fließgewässerregionen unterschieden, denen numerische Klassenwerte zugeordnet sind (Tab. 2). Die Wahrscheinlichkeit des Vorkommens einer Art innerhalb dieser Regionen normiert auf einer Skala von 0 (kein Vorkommen) bis 12 (höchste Wahrscheinlichkeit) bestimmt in Kombination mit dem Regionsklassenwert den artspezifischen Fischregionsindex. Zusätzlich wird eine aus der auf die Fischregionen bezogene Wahrscheinlichkeitsverteilung resultierende artspezifische Fischregionsvarianz (S² FRI) gebildet. Sie stellt ein Maß für die natürliche Streuung einer Fischart im Fließgewässerlängsverlauf dar. Je stärker sich das Vorkommen einer Art auf eine der sechs Fischregionen konzertiert, desto kleiner ist diese Fischregionsvarianz. Sie bestimmt somit das Indikatorgewicht des Fischregionsindex jeder einzelnen Art. Der Bewertung mit dem fischbasierten Bewertungssystem liegen artspezifische Werte für den Fischregionsindex sowie die Fischregionsvarianz zugrunde, die bei der Entwicklung des Bewertungsverfahrens festgelegt wurden. Tab. 3: Fließgewässerregionen und zugeordnete numerischer Klassenwert zur Errechnung des Fischregionsindex. Fließgewässerregion Klassenwert Epirhithral 3 Metarhithral 4 Hyporhithral 5 Epipotamal 6 Metapotamal 7 Hypopotamal 8 Der Fischregionsindex der gesamten Fischzönose errechnet sich aus der Individuenanzahl (bzw. relativen Abundanz) sowie den artspezifischen Fischregionsindices und der Fischregionsvarianz: FRI ges = Fischregions-Gesamtindex der Fischzönose FRI i = FRI der Fischart i n i = Anzahl der Individuen (oder Anteil) der Fischart S 2 i = S² (Fischregionsvarianz) der Fischart i Je stärker der Fischregionsindex der nachgewiesenen Fischzönose von dem der Referenzzönose abweicht, desto schlechter wird das Bewertungsergebnis. Da der Fischregionsindex in den Oberläufen stärkeren natürlichen Schwankungen unterliegt als im Unterlauf werden für die Bewertung der ökologischen Zustandsklassen bei Fischzönosen mit einem Fischregionsindex der Referenz über 5,7 größere Abweichungen toleriert als für solche mit einem Fischregionsindex von 5,7 und darunter. Eine detaillierte Erläuterung hierzu enthält das „Handbuch zu fiBS“ (Dußling 2009). Für Gewässer im Donausystem wird der Aal zur Berechnung des Fischartenindex nicht berücksichtigt. Qualitätsmerkmal Dominante Arten Bei diesem Qualitätsmerkmal wird bewertet, wie stark die im nachgewiesenen Fischbestand dominierenden Arten hinsichtlich ihrer relativen Abundanz vom fischfaunistischen Referenzzustand abweichen. Ein Parameter ist der Leitartenindex (LAI). Er spielgelt die Anzahl der im Referenzzustand enthaltenen Leitarten wider, die an der Probestelle nachgewiesen wurden. Zusätzlich fließt bei artenreichen Fischzönosen mit einer Referenzartenanzahl > 10 der Community Dominance Index (CDI) in die Bewertung ein, der die Ausgewogenheit der Arten-Häufigkeits-Verteilung charakterisiert. Dominieren die zwei häufigsten Arten die Lebensgemeinschaft deutlich stärker als vorgegeben, erfolgt eine Abwertung. Der Community Dominance Index (CDI) ist abhängig von der Artenanzahl in der Lebensgemeinschaft. Der Bewertung liegen daher abhängig von der Referenz-Artenanzahl unterschiedliche Grenzwerte zu Grunde. Für Lebensgemeinschaften mit weniger als 10 Referenzarten ist dieser Index nicht relevant. Im Donausystem wird der Aal bei der Berechnung beider Indices nicht berücksichtigt. Experteneinschätzung Gesamtindividuendichte Die Experteneinschätzung zur Gesamtindividuendichte ist ein übergeordnetes „KO-Kriterium“ für den guten ökologischen Zustand und das gute ökologische Potenzial in Gewässern mit weniger als 10 Referenzarten. Sie ist vor allem in natürlicherweise artenarmen Rhithralgewässern bewertungsrelevant und führt zu einer zusätzlichen Bewertung der Fischbestandsdichte als absolutes Abundanzmaß. Wird die Gesamtindividuendichte durch den bewertenden Experten aufgrund anthropogener Beeinträchtigungen als stark verringert eingeschätzt, wird das Bewertungsergebnis wie folgt abgewertet. Ist eine geringe Individuendichte hingegen auf natürliche Ursachen zurückzuführen, bleibt das Bewertungsergebnis unverändert. Die Gesamtbewertung erfolgt auf Basis der Ergebnisse der Einzelmetrics (Parameter). Im ersten Schritt werden die Parameterausprägungen der nachgewiesenen Fischzönose mit denen im Referenzzustand verglichen und nach einem Punktesystem drei Klassen (Tab. 4) zugeordnet. Tab. 4: Ausprägung der Ergebnisse der Einzelmetrics und resultierende Bewertungspunktzahl. Nachgewiesener Zustand an Probestelle Punkte Geringe Abweichung von Zielwert - sehr guter ökologischer Zustand 5 Moderate Abweichung von Zielwert - guter ökologischer Zustand 3 Große Abweichung von Zielwert –ökologischer Zustand mäßig oder schlechter 1 Im zweiten Schritt werden die übergeordneten Qualitätsmerkmale auf Basis dieser Einzelpunkte bewertet. Dies erfolgt durch einfache Mittelwertbildung. Die Gesamtbewertung basiert auf den Ergebnissen der sechs Qualitätsmerkmale. Zunächst wird der Mittelwert aus den Qualitätsmerkmalen Migration, Fischregion und Dominate Arten gebildet (Abbildung 8, Abbildung 9). Aus diesem Wert wird unter Berücksichtigung des Arten- und Gildeninventars, der Artabundanz und Gildenverteilung sowie der Altersstruktur wiederum durch Mittelwertbildung die Gesamtbewertung berechnet (Abb. 2, Abb. 3). Es resultiert ein Indexwert zwischen 1 und 5, mit einer Genauigkeit von zwei Nachkommastellen. Die Zuordnung der Indexbewertung zu den ökologischen Zustandsklassen erfolgt entsprechend Tabelle 5. Tab. 5: Punktzahl der Gesamtbewertung (Zusammenfassung Qualitätsmerkmale) und resultierende ökologische Zustandsklasse. Gesamtbewertung (Indexklassen) ökologische Zustandsklasse > 3,75 sehr gut > 2,50 – 3,75 gut > 2,00 – 2,50 mäßig > 1,50 – 2,00 unbefriedigend ≤ 1,50 schlecht Abb. 2: Schematische Darstellung der mit fiBS durchgeführten fischbasierten Bewertung von Fließgewässerabschnitten mit einer Referenz-Fischzönose von < 10 Arten; Quelle: Handbuch zu fiBS (Dußling 2009). Abb. 3: Schematische Darstellung der mit fiBS durchgeführten fischbasierten Bewertung von Fließgewässerabschnitten mit einer Referenz-Fischzönose von ≥ 10 Arten; Quelle: Handbuch zu fiBS (Dußling 2009). Das Ergebnis der Indexbewertung ist einer Plausibilitätsprüfung zu unterziehen. Sofern durch den Experten eine deutliche Fehlbewertung festgestellt wird, kann das indexbasierte Bewertungsergebnis korrigiert werden. Derartige Korrekturen sind immer klar zu begründen und zu dokumentieren. Sie können insbesondere in folgenden Fällen erforderlich sein: Artenarme Gewässer (siehe Experteneinschätzung Individuendichte) Referenzferne Arten Das Vorkommen referenzferner Arten ist nicht immer auf Degradationen im Fließgewässer zurückzuführen. Dies gilt beispielsweise für Stillwasserarten, die aus angrenzenden Standgewässern in Gewässeroberläufe eingetragen werden. In der Regel können sich diese Arten nicht dauerhaft im Bereich der Probestelle etablieren und sind nur temporär nachweisbar. Ihr Vorkommen ist somit nicht auf Defizite im Fließgewässer zurückzuführen und sollte keine Abwertung des ökologischen Zustands bewirken. Massenaufkommen Auch in natürlichen Gewässer kann es zum vorrübergehenden Massenaufkommen, insbesondere von Kleinfischarten mit hoher Reproduktionsrate (z.B. Elritze oder Ukelei) kommen. In der Folge sind diese Arten temporär in sehr großen relativen Abundanzen vertreten. Dies kann das Bewertungsergebnis deutlich negativ beeinflussen. Ist davon auszugehen, dass die starke Dominanz einer Art nur kurzzeitig gegeben sowie nicht auf Defizite im Gewässer zurückzuführen war und der Fischregionsindex der Massenart nur geringfügig von dem des fischfaunistischen Referenzzustands abweicht, kann das Bewertungsergebnis korrigiert werden. Fischbesatz Die Fischbestände der Fließgewässer werden häufig angelsportlich oder fischereiwirtschaftlich genutzt. Hierzu gehört der Besatz von Fischen. Diese Besatzfische können das Bewertungsergebnis positiv beeinflussen, sofern Arten eingebracht werden, die sich nicht natürlich reproduzieren könnten. Finden Jungfische (Subadulte) und geschlechtsreife Tiere (Adulte) günstige Habitatbedingungen besitzt ihr Vorkommen dennoch eine Indikatorfunktion für die Umweltbedingungen an der Probstelle. In diesem Fall ist deren Berücksichtigung in der Bewertung gerechtfertigt. Ist jedoch keine natürliche Reproduktion möglich, da geeignete Laichhabitate fehlen, verursacht der Nachweis künstlich besetzter 0+ Fische eine ungerechtfertigte Verbesserung des Bewertungsergebnisses. In diesem Fall dürften diese Tiere für die Bewertung nicht berücksichtigt werden. Prädation Ist der Fischbestand stark durch externe Räuber beeinflusst, spiegelt die Fischzönose nicht den Zustand des Gewässers wider. Durch die Fraßaktivität der Räuber in ihrer Zusammensetzung und Bestandsdichte deutlich veränderte Fischzönosen werden häufig schlecht bewertet. Dies ist nicht gerechtfertigt, da es sich nicht um eine anthropogene Beeinträchtigung des Gewässers handelt. Das Bewertungsergebnis kann korrigiert werden. Als Grundlage zur Ermittlung des höchsten ökologischen Potenzials sowie der Herleitung der Klassengrenzen für die weiteren Potenzialstufen dienen dabei die rezenten „best of-Werte“ (Taxazahlen und Abundanzwerte). FAT-FW ist ein multimetrisches Bewertungsverfahren. Die Bewertung erfolgt über acht bewertungsrelevante Messgrößen (Metrics 1 - 8), die z. T. in Submetrics untergliedert sind. Zusätzlich wird zu drei weiteren Metrics (Metrics 9 - 11) eine nicht bewertungsrelevante Einschätzung gegeben („nur nachrichtlich“) (Tab. 6). Über die verschiedenen Messgrößen werden der Zustand ausgewählter ökologischer Gilden (diadrome Arten, limnische Arten) und die Abundanzen ausgewählter Arten(gruppen) (Stint, Finte, Flunder, Dreist. Stichling, Kaulbarsch, Cyprinidae) bewertet. Der Parameter Altersstruktur wird über eine spezifische Bewertung der Altersstadien (Ei/Larve/juvenil (0+), subadult und adult) der ästuarinen Charakterarten Finte und Stint berücksichtigt. Weiterhin ist, zunächst noch optional, die Berücksichtigung der Altersstruktur über eine Gewichtung der Abundanzmetrics von Dreist. Stichling, Kaulbarsch und Cyprinidae möglich. Tab. 6: Messgrößen des fischbasierten Bewertungswerkzeugs für ästuarine limnische Fließgewässer (FAT-FW) (Bioconsult 2014). Artenspektrum Metric 1: Diadrome Arten Metric 1-1-1: „ästuarin“ (Stint, Finte, Schnäpel, Stör) Metric 1-1-2: „ästuarin / transit“ (Flunder, Dreist. Stichling, Sandgrundel) Metric 1-2: „transit“ (Aal, Maifisch, Meerneunauge, Flussneunauge, Lachs, Meerforelle) Metric 2: Limnische Arten Metric 2-1: Cyprinidae Metric 2-2: Percidae Metric 2-3: Sonstige (7 Familien) Metric (nur nachrichtlich): Neozoa (z.B. Schwarzmundgrundel, Giebel, Regenbogenforelle) Metric (nur nachrichtlich): Marine Gilden (z.B. Hering, Sprotte, Meeräsche, Scholle) Abundanz ausgewählter Arten(gruppen) Gruppe „ästuarine Arten“ Metric 3: Stint Metric 4: Finte Gruppe „ästuarin-transit Arten“ Metric 5: Flunder Metric 6: Dreist. Stichling Gruppe „limnische Arten Metric 7: Kaulbarsch Metric 8: Cyprinidae Metric 9 (nur nachrichtlich) : Rapfen „Sonstige“ Metric 10 (nur nachrichtlich): Neozoa Metric 11 (nur nachrichtlich): Marine Gilden Die Bewertung resultiert aus einer Ermittlung der Ähnlichkeiten der einzelnen Metrics mit der Referenz (=1), wobei je nach berechnetem Ähnlichkeitswert eine Vergabe von so genannten Wertpunkten (Scores) erfolgt (Tab. 7). Tab. 7: Zuordnung der Metricergebnisse zu Punktwerten (Scores) über einen Vergleich der Ähnlichkeit (Übereinstimmung von Ist-Wert und Referenzwerten). Messgröße/Metric Ähnlichkeit Score Artenspektrum > 0,8 sehr hohe Übereinstimmung 5 (Metrics 1 und 2) > 0,6 4 und > 0,4 3 Abundanz > 0,2 2 (Metrics 3 bis 8) ≤ 0,2 sehr geringe Übereinstimmung 1 Für die Berechnung der Gesamtbewertung (Ecological Quality Ratio (Gesamt-EQR)) werden die Punktewerte summiert und mit der maximal und minimal möglichen Punktzahl verrechnet. Bei 11 Metrics kann eine maximale Punktzahl von 55 und eine minimale Punktzahl von 11 erreicht werden. Die Berechnung des EQR basiert auf folgendem Algorithmus: Gesamt-EQR = ∑ Ist - ∑ Min / ∑ Max - ∑ Min Der abschließende Schritt ist die Zuordnung des EQR-Wertes zu der entsprechenden ökologischen Potenzialklasse (Tab. 8). Die Abstufung entspricht den für die Bewertung der Übergangsgewässer verwendeten und interkalibrierten Klassengrenzen. Tab. 8: Festlegung der EQR-Klassengrenzen für das ökologische Potenzial. EQR-Wert Ökologisches Potenzial >/= 0,9 höchstes Potenzial 0,68 - < 0,9 gut 0,4 - < 0,68 mäßig 0,2 - < 0,4 unbefriedigend < 0,2 schlecht Eine ausführliche Beschreibung des Bewertungsverfahrens findet sich in Bioconsult (2014). Das Bewertungsverfahren MGFI integriert bereits anthropogene Nutzungen und sonstige Einflüsse, da die im Verfahren genutzten Referenzen aus aktuellen Daten abgeleitet worden sind. Grund hierfür ist, dass zu den nicht tideoffenen Marschengewässern nur wenige historische fischfaunistische Daten zur Verfügung stehen. Die Bewertung über den MGFI erfolgt in den drei Modulen Artengemeinschaft (qualitatives Vorhandensein von Arten der einzelnen Gilden), Häufigkeiten / Abundanzen (Häufigkeit von Vertretern der drei berücksichtigten ökologischen Gilden) und Altersstruktur (Altersstruktur von Vertretern der drei ökologischen Gilden). Als Indikatoren werden 19 Fischarten zugrundegelegt, die sich in drei ökologische Gilden aufteilen: Indifferente Arten (n = 12): Diese Arten besitzen keine speziellen Habitatansprüche und besiedeln vegetationsfreie bis vegetationsreiche Gewässer, z. B. Rotauge, Brassen, Güster, Flussbarsch, Hecht. Stillgewässerarten (n = 4): typische Besiedler von stehenden bzw. ruhig fließenden Gewässern mit meist ausgeprägten Makrophytenbeständen, die auch zur Eiablage genutzt werden. Dies sind Karausche, Rotfeder, Moderlieschen und Schleie. Auenarten (n = 3): Pionierarten und ausgeprägte Spezialisten naturnaher Auenlandschaften, die besonders an die hohe Dynamik der dort vorkommenden Gewässertypen angepasst sind. Marschengewässer sind als Sekundär- oder Ersatzlebensräume von besonderer Bedeutung für die Arten Schlammpeitzger, Steinbeißer, Bitterling. Der MGFI umfasst insgesamt neun bewertungsrelevante Metrics (Tab. 9). Für jeden der neun Metrics können maximal fünf Scorewerte vergeben werden, so dass sich eine maximale Punktzahl von 45 und eine minimale Punktzahl von 9 ergibt. Tab. 9: Matrix zur Bewertung von nicht tideoffenen Marschengewässern anhand der Fischfauna (Bioconsult 2006). * indifferente Gilde + rheophil-indifferente + ästuarin-diadrom-indifferente Arten (vgl. Referenzartenliste in Bioconsult 2006) ** nicht zwingend in gesielten oder geschöpften Marschengewässern *** ggf. als Sondermetric einbeziehen n.b. derzeit nicht in die Bewertung einbezogen MW Mittelwert AG Altersgruppe Kmax maximaler Häufigkeitswert bezogen auf das jeweilige Metric Die Gesamtsumme der für die neun Metrics erreichten Scorewerte wird anschließend zu einem Ecological Quality Ratio (EQR) umgerechnet, wobei jeder EQR-Wert einer bestimmten Klasse des ökologischen Potenzials zugeordnet ist (Tab. 10). Bei Messgrößen, bei denen mehrere Arten berücksichtigt werden, werden zunächst die Einzelwerte summiert und anschließend die Summe einer Kategorie zugeordnet. Die Berechnung des EQR erfolgt abschließend nach folgender Formel: EQR = (Summe Ist – Summe Min) / (Summe Max – Summe Min) Unabhängig davon gilt das gute ökologische Potenzial grundsätzlich als nicht erreicht, wenn ein Einzelmetric (aus einer Gilde) als „schlecht“ klassifiziert wird. Tab. 10: EQR-Werte mit Zuordnung des ökologischen Potenzials zur Bewertung von nicht tideoffenen Marschengewässern anhand der Fischfauna. EQR-Wert Ökologisches Potenzial > 0,76 höchstes Potenzial ≤ 0,76- > 0,55 gut ≤ 0,55 - > 0,26 mäßig ≤ 0,26 - > 0,11 unbefriedigend ≤ 0,11 schlecht
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| Bund | 22 |
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| Förderprogramm | 20 |
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| License | Count |
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