Univ.-Doz. Dr. Günter Gollmann. unter Mitarbeit von. Dr. Antonia Cabela (Kartenerstellung) und. Mag. Maria Schindler (Europäische Sumpfschildkröte)

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1 Erhebung und Einschätzung des Erhaltungszustandes der in Anhang II und IV der FFHRichtlinie genannten und in Wien vorkommenden streng geschützten ReptilienArten Univ.Doz. Dr. Günter Gollmann unter Mitarbeit von Dr. Antonia abela (Kartenerstellung) und Mag. Maria Schindler (Europäische Sumpfschildkröte) Im Auftrag der Magistratsabteilung 22 Umweltschutz Wien, Dezember 2006

2 1 Einleitung Von den neun in Wien vorkommenden Reptilienarten stehen die Europäische Sumpfschildkröte im Anhang II und sechs weitere Arten im Anhang IV der FaunaFlora HabitatRichtlinie (der Anhang V enthält keine Reptilienarten). In der Neubearbeitung der Roten Liste für Österreich werden von diesen Kriechtierarten die Sumpfschildkröte als vom Aussterben bedroht, Mauereidechse, Smaragdeidechse und Würfelnatter als stark gefährdet und die Schlingnatter als gefährdet eingestuft (Gollmann, in Druck). Die Einschätzung des Erhaltungszustandes der Europäischen Sumpfschildkröte folgt der Studie Entwicklung von Kriterien, Indikatoren und Schwellenwerten zur Beurteilung des Erhaltungszustandes der Natura 2000Schutzgüter (Ellmauer 2005). Angaben zur Bestandesgröße und anderen Populationsindikatoren der Vorkommen der Europäischen Sumpfschildkröte beschränkten sich bislang auf subjektive Schätzungen einzelner Spezialisten (Lutschinger 1989, Rössler 2000). Im Rahmen der vorliegenden Berichterstellung wurde erstmals versucht, eine reproduzierbare Methode zur Errechnung dieser Populationsindikatoren zu entwerfen und anzuwenden. Für die Europäische Sumpfschildkröte können ausschließlich Vorkommen im Natura 2000Gebiet Lobau in die Beurteilung des Erhaltungszustandes einbezogen werden. In den Verbreitungskarten eingezeichnete Fundmeldungen aus anderen Gebieten und Natura 2000Gebieten Wiens werden nach heutigem Kenntnisstand ausnahmslos Aussetzungen bzw. entlaufenen Tieren aus Privathaltung (Gartenteichen) zugeschrieben. Für die Arten des Anhangs IV gibt die österreichische Studie (Ellmauer 2005) keine Leitlinien vor, die Einschätzungen orientieren sich an den Bewertungsschemata von Schmidt und Groddeck (2005). Die genaue Anwendung dieser Kriterien war jedoch nicht möglich, da die Populationsindikatoren auf Angaben zu Aktivitätsabundanzen, die aus mehreren Begehungen an den Fundorten ermittelt werden, beruhen solche Daten sind für die Reptilien Wiens nur für wenige Arten aus einigen Gebieten verfügbar. Die Bewertungsschemata für die Lebensräume umfassen zwar viele Punkte, bleiben aber oft so vage ( einige Strukturen gegen einzelne oder wenige Strukturen, etc.), sodass die Einstufung der Lebensraumsituation letztlich sehr stark subjektiv vom Bearbeiter abhängt. Eine Überblick über Biologie, Gefährdung und Schutzmaßnahmen der Reptilien in Wien geben Tiedemann (1990) und Schedl und Klepsch (1999). 1

3 2 Methodik 2.1 Datengrundlage Eine flächendeckende Erhebung der Kriechtiere und Lurche in Wien wurde von 1981 bis 1987 durchgeführt. Diese Daten werden in Tiedemann (1990) dargestellt und diskutiert. Weitere Meldungen an die Herpetofaunistische Datenbank Österreichs im Naturhistorischen Museum Wien, aus Zufallsfunden oder detaillierten Untersuchungen bestimmter Arten oder Lebensräume, wurden ebenfalls ab 1981 berücksichtigt. Populationsökologische Untersuchungen, die genaue Angaben zu Populationsgrößen und Populationsstruktur erlauben, liegen aus Wien nur für die Smaragdeidechse vor (Schedl und Klepsch 2001). Eine Reihe von Studien, die als Grundlage für Artenschutzprojekte erstellt wurden, liefert detaillierte Angaben zu Verbreitung und Lebensräumen mehrerer Arten: Smaragdeidechse (Schedl und Klepsch 1999, Klepsch und Schedl 2001b), Schlingnatter (Schedl und Klepsch 2001a) und Würfelnatter (Kammel 2001). Bei den Erhebungen zur Populationsgröße der Europäischen Sumpfschildkröte wurden neben Sichtbeobachtungen auch Daten einer FangWiederfangUntersuchung mit Reusenfängen herangezogen. Die Datenlage zur Einstufung der Autochthonie, die aufgrund der bereits erwähnten Aussetzungsproblematik als zusätzlicher Indikator zur Beurteilung der Population der Europäischen Sumpfschildkröte angeführt wird, ist derzeit noch sehr gering, da die Durchführung derartiger Untersuchungen einen hohen Zeitaufwand darstellen und in Österreich erst kürzlich initiiert wurden (Schindler, in Vorber.). 2.2 Kartenerstellung Grundlage der vorliegenden Kartendarstellungen (und der entsprechenden Shapefiles) sind in der Herpetofaunistischen Datenbank (HDB) am Naturhistorischen Museum in Wien bis Ende November 2006 registrierte Fundmeldungen aus den Jahren 1981 bis 2006; sie gehen auf die unten angeführten Quellen zurück. Im Rahmen von Netzwerk Natur zusammengestellte Daten wurden nicht verwendet, weil dort offensichtlich auch viele ältere und teilweise fragwürdige Meldungen enthalten sind. Im Fall von Emys orbicularis wurden ausnahmsweise auch Meldungen über Aussetzungen berücksichtigt, um den bei dieser Art nennenswerten genetischen Einfluss von Ausbürgerungen auf den bodenständigen Bestand auch kartografisch kenntlich zu machen. 2

4 Die Verbreitung der Reptilienarten wird in Karten mit einer Rasterung von 1 Minute ggr. Länge x 1 Minute ggr. Breite (1x1Min.Raster) dargestellt. Wenn die genaue Lage der Fundorte in der HDB dokumentiert ist, sind exakte Fundpunkte bzw. flächen eingetragen, sonst ist das besetzte Rasterfeld als solches gekennzeichnet. Allen in der HDB ursprünglich Rasterverorteten Fundorten wurden nach Maßgabe der vorhandenen Informationen exakte Koordinaten zugewiesen. Dies erfolgte für alle Meldungen aus der BiotopkartierungWien mit Hilfe von Angaben aus der Datenbank der MA22. Eine Ausnahme besteht für Lacerta agilis, für die bisher eine größere Anzahl von Fundorten auch bei Vorliegen von Erhebungsbögen mit ausreichenden Hinweisen nicht genau verortet werden konnte. Vergleiche mit den Originalerhebungsbögen der Biotopkartierung zeigten, dass in der Datenbank der MA22 einzelne Artmeldungen mehrfach und mit verschiedenen Koordinaten verzeichnet waren. Eine entsprechende Bereinigung wurde für die vorliegende Karten (und Shapefiles) vorgenommen. 3 Grundsätzliche Überlegungen zum Monitoringkonzept Populationsgrößen und Populationsstrukturen können am besten durch Wiederfanguntersuchungen mit individuell markierten bzw. registrierten Tieren durchgeführt werden. Die meisten Reptilienarten weisen ausreichende individuelle Variation von Zeichnung und Beschuppung auf, sodass individuelle Erfassung der Tiere durch Fotografie, ohne weitere Markierungen, möglich und praktikabel ist. Diese Methoden verlangen jedoch einen beträchtlichen Zeit und Arbeitsaufwand. Für die Sumpfschildkröte sind Wiederfanguntersuchungen zur Erhebung von Populationsparametern unverzichtbar. Bei den Eidechsen erscheint das Anlegen von Dateien individuell registrierter Tiere wegen ihrer kurzer Lebenserwartung nur bei intensiven Spezialuntersuchungen sinnvoll, für Monitoringprogramme mit mehrjährigen Intervallen jedoch nicht praktikabel. Daher wird das Monitoring der Eidechsen und Schlangen vor allem auf die Erhebung und Auswertung von Aktivitätsabundanzen abzielen (Weddeling et al. 2005). Bei der Schlingnatter, die durch geringe Abundanz, hohe Lebenserwartung und variable Zeichnungsmuster charakterisiert ist, ist die individuelle Registrierung aller beobachteten Tiere für ein Langzeitmonitoring jedoch zu empfehlen. Für die Würfelnatter schlagen Schmidt und Groddeck (2005) Abschätzung der Populationsgrößen durch FangWiederfang vor. Bei Arten mit einem relativ eng umgrenzten Verbreitungsgebiet in Wien (Sumpfschildkröte, Smaragdeidechse, Mauereidechse, Würfelnatter) soll das Monitoring 3

5 die gesamten bekannten Vorkommen umfassen. Für weiter verbreitete Arten (Zauneidechse, Äskulapnatter) wird eine Auswahl von Probeflächen oder Transekten zu treffen sein. Das Monitoringintervall wird von der Generationsfolge, der Habitatsituation und der Gefährdungslage abhängen (genauere Vorschläge bei den einzelnen Arten). 4 Einschätzung der einzelnen Arten 4.1. Emys orbicularis (Linnaeus, 1758), Europäische Sumpfschildkröte Einstufung: Population: (Populationsgröße: B; Populationsstruktur/Reproduktion: B; Autochthonie:?) Lebensraum: B (Habitatgröße: A; Habitatstruktur: B; Eiablageplätze: B) Population: Populationsgröße: Für das Gebiet der Wiener DonauAuen beschränkten sich Angaben zu Populationsgrößen bislang auf subjektive Schätzungen einzelner Spezialisten, mit Maximalschätzungen von 100 Individuen (Lutschinger 1989, Rössler 2000). Grundlage für diese Schätzwerte bildeten Sichtbeobachtungen an Gewässern und Eiablageplätzen. Die Erstellung einer Korrelation zwischen Sichtbeobachtungen und tatsächlicher Populationsgröße setzt konstante, störungsarme Beobachtungsbedingungen, detaillierte Sichtungsdaten sowie die Kenntnis des tatsächlichen Bestandes eines Teilbereiches des zu bewertenden Areals voraus (Lebboroni und ecchini 2005). Da die derzeitige Datenlage in den DonauAuen diese Voraussetzungen nicht erfüllt, wurden zur Einstufung der Populationsgröße im vorliegenden Bericht die Sichtungsdaten seit 1981 mit den Ergebnissen einer kürzlich durchgeführten, punktuellen FangWiederfang Untersuchung und allgemeinen Habitatkriterien (DoganBacher et al. 1999) verschnitten: Entlang eines Gewässerabschnittes von 550m Uferlänge wurden im Abstand von ca. 40m eigens für den Schildkrötenfang adaptierte Fischreusen aufgespannt. An drei aneinander folgenden Tagen wurden diese 14 Fallen kontrolliert, gefangene Schildkröten wurden individuell markiert und an einem beliebigen Punkt des Gewässerabschnittes wieder eingesetzt. Die Ergebnisse dieser FangWiederfangUntersuchung sind in Tabelle 1 dargestellt. 4

6 Tabelle 1. Daten der FangWiederfangAktion und daraus berechnete Parameter zur Populationsgröße (PetersenMethode, Baileys Modifikation, die Werte des ersten und zweiten Fangtages wurden zusammengefasst). Fangtag Erstfang Wiederfang Gesamt PopulationsgrößeStandardabw ±2 Die mit der PetersenMethode (Baileys Modifikation) geschätzte Populationsgröße von 8 (±2) Tieren auf 550m Uferlänge lässt sich auf einen Gesamtbestand aller Gewässerbereiche mit nachgewiesenen Schildkrötenvorkommen (33,1 km Uferlinie) von 482 (± 120) Tieren hochrechnen. Diese Zahl ist jedoch nur als grober Schätzwert zu sehen, da die Annahme zugrunde liegt, dass in allen von Schildkröten besiedelten Bereichen die gleiche Dichte vorherrscht. Eine Präzisierung dieser Angaben kann durch weitere FangWiederfangUntersuchungen kombiniert mit aktuellen Sichtungs und Lebensraumdaten erreicht werden. Populationsstruktur und Reproduktion: Eine annähernd quantitative Erfassung juveniler Schildkröten ist aufgrund ihrer versteckten Lebensweise in dichten Makrophytenbeständen weder anhand von Sichtbeobachtungen noch anhand gängiger Fangmethoden möglich. Eine Einschätzung der Populationsstruktur ist daher lediglich über den Reproduktionserfolg gegeben. An den wenigen bislang entdeckten Eiablageplätzen kamen regelmäßig Weibchen zur Eiablage (Rössler 2000). Die Konzentration der Eiablagen auf wenige geeignete Flächen bedingt im niederösterreichischen Teil des Nationalparks eine überdurchschnittlich hohe Prädationsrate an den Gelegen (Schindler, in Vorber.). Die spärliche Datenlage in der Lobau erschwert diesbezügliche Aussagen, die vergleichsweise günstigeren Bedingung hinsichtlich Ausdehnung und Lage der Flächen lässt aber vermuten, dass hier mit einer niedrigeren Prädationsrate gerechnet werden kann. Autochthonie: Das Verbreitungsgebiet der Europäischen Sumpfschildkröte erstreckt sich über sehr unterschiedliche klimatische Regionen, dementsprechend weisen die zahlreichen Unterarten unterschiedliche Anpassungen an die jeweiligen Umweltanforderungen auf (Fritz 1995). Eine Vermischung von Tieren unterschiedlicher Herkunft kann möglicherweise Auswirkungen auf die Überlebensrate und den Fortpflanzungserfolg haben, von der Einbringung nicht autochthoner Tiere in eine 5

7 ohnehin gefährdete Population ist also unbedingt abzuraten (Gemel 2001). Aus dem Gebiet der DonauAuen östlich von Wien sind jedoch bereits seit dem frühen 20. Jahrhundert Aussetzungen bekannt, die Freilassung von Tieren aus anderen Teilen des Verbreitungsgebietes zur Bestandsstützung, zu wissenschaftlichen Zwecken oder aus unbekannten Gründen ist seitdem an vielen Stellen belegt und dauert wahrscheinlich noch immer an (abela et al. 2001, Schmidt pers. Mitteilungen). Lenk et al. (1999) identifizierten mit molekularbiologischen Hilfsmitteln zahlreiche genetisch unterscheidbare Haplotypen im Verbreitungsgebiet. Die Zuordnung beprobter Tiere aus den DonauAuen sollte Klarheit über den Anteil an ausgesetzten Tieren bringen (Schindler 2004). Diese Untersuchungen fanden jedoch überwiegend im niederösterreichschen Teil des Nationalparks statt, in der Lobau konnten bislang lediglich 10 Tiere aus 3 verschiedenen Gewässern beprobt werden, die allesamt von allochthonen Unterarten abstammen (Schindler in Vorber.). Eine exakte Einstufung des Autochthoniegrades erlaubt die geringe Stichprobenzahl derzeit nicht, die wenigen bisherigen Ergebnisse lassen in Anbetracht von Erfahrungen aus der Umgebung anderer Großstädte (Schneeweiss und Fritz 2000) erwarten, dass die niederste in den Einstufungskriterien angeführte Kategorie zu wählen ist (5079%). Lebensraum: Die Habitatqualität im Bereich des Nationalpark DonauAuen ist hinsichtlich Größe und Vernetzung geeigneter Gewässer als sehr gut einzuschätzen. Für die Thermoregulation unerlässliche Strukturen wie Totholz oder vegetationsarme, sonnige Uferböschungen sind allerdings nur abschnittsweise vorhanden bzw. unterliegen häufig anthropogenen Störungen. Von Vorteil für die Europäische Sumpfschildkröte ist, dass die Anbindung der Gewässer an die Donau im Bereich der Lobau größtenteils auf Hochwasserereignisse beschränkt ist und selbst in diesem Fall noch ausreichend strömungsberuhigte Bereiche vorhanden sind. Die starke Reduktion der Auendynamik bewirkt jedoch auch eine erhöhte Geschwindigkeit von Verlandungsprozessen, die eine Dezimierung ausreichend großer und tiefer Gewässer sowie die Ausdehnung der für Schildkröten suboptimalen Schilfbereiche mit sich führen. Die wenigen bekannten Eiablageplätze sind ebenfalls von der beschleunigten Sukzession bedroht, da natürliche Flächen mit geeigneter Vegetationsstruktur ( z.b. Heißländen) zunehmend verbuschen und nur durch aufwendige Managementmaßnahmen annähernd in ihrem ursprünglichen Zustand erhalten werden können. Andere als Eiablageplätze dienende Bereiche werden anthropogen genutzt, wodurch sie zwar meist von zu starkem Bewuchs freigehalten werden, aufgrund der Nutzung selbst jedoch massiven Störungen unterliegen. 6

8 Gefährdung: Eine der wichtigsten Gefährdungsursachen wurde bereits im vorangehenden Abschnitt behandelt: Die Lobau, das einzige Natura 2000Gebiet in Wien, das einen ursprünglichen und geeigneten Lebensraum für die Europäische Sumpfschildkröte darstellt, unterliegt trotz der Ernennung zum Nationalpark vielfältigen anthropogenen Störungen und einer rasch fortschreitenden Veränderung der Lebensräume aufgrund einer stark beschleunigten Sukzession, wodurch Einbußen in der Habitatqualität und eine steigende Prädationsrate an den Gelegen befürchtet werden müssen. Einen weiteren Gefährdungsfaktor stellt die Existenz von anderen Schildkrötenarten sowie von allochthonen Unterarten der Europäischen Sumpfschildkröte und damit verbundenen Konkurrenzerscheinungen bzw. den bereits beschriebenen Vermischungsproblemen dar. Diese Vorkommen allochthoner Schildkröten sind überwiegend auf Aussetzungen in der Vergangenheit sowie Gegenwart zurückzuführen anders als in wärmeren Gegenden wird der Reproduktion fremder Arten in den natürlichen Schildkrötenhabitaten hierzulande derzeit kaum eine Bedeutung beigemessen (Frey pers. Mitteilungen). Schutzmaßnahmen: Den im vorangehende Punkt geschilderten langfristigen Bedrohungen, die die reduzierte Auendynamik mit sich bringt, Einhalt zu gebieten, bedarf großer Undenkungs und Umstrukturierungsprozesse, die den Rahmen einer Diskussion über ein umsetzbares SchildkrötenSchutzmanagement sprengen würden. Das derzeitige Artenschutzprogramm des Nationalparks ist daher darauf ausgerichtet, durch gezieltes Management den anderen Gefährdungsfaktoren entgegenzuwirken, um eine stabile Population optimal angepasster, d.h. überwiegend heimischer Tiere zu fördern, die genügend Potential aufweist, um Habitatveränderungen zu begegnen und eine eigenständige Ausbreitung in vormals besiedelte Gebiete (z.b. Marchauen) einzuleiten. Derzeit laufende Maßnahmen in der Lobau beschränken sich auf das Heißländenmanagement (Pflegemaßnahmen zur Eindämmung der Verbuschung) und die Abstimmung der Mahdtermine an den Eiablageplätzen. Dringend notwendig und bereits detailliert gefordert (Rössler 2000) sind Schutzmaßnahmen hinsichtlich der anthropogen genutzten Eiablageplätze. Hier müssen Regelungen getroffen werden, durch die Störungen auf ein Minimum reduziert werden können. Bestandsstützungen heimischer Schildkrötenvorkommen durch kontrollierten und ausgewählten Gelegeschutz, wie er im niederösterreichischen Teil des Nationalparks bereits stattfindet (Schindler, in Vorber.) sind mit hohem Arbeitsaufwand verbunden, stellen jedoch eine sehr effektive Methode dar, die Bestände zu fördern ohne in das natürliche Reproduktionsgeschehen direkt einzugreifen. Unter Gelegeschutz versteht 7

9 man das Sichern der Gelege mit mechanischen Hilfsstrukturen (Gittern, etc.), um die Prädationsrate zu reduzieren. Auf den Erfahrungen anderer Schildkrötenschutzprojekte (z.b. Novotny pers. Mitteilung) basierend wurde im niederösterreichischen Teil des Nationalparks eine Sicherungsmethode mit stabilen Metallgittern mit 3cm Maschenweite entwickelt, die Füchsen und Madern weitgehend standhält, dabei aber den ungehinderten und selbstständigen Schlupf der Jungtiere ermöglicht (Abb. 1). Da die Weibchen die Gelegehöhle nach der Eiablage sorgfältig tarnten, ist ein späteres Auffinden der Gelegehöhle ohne direkte Beobachtung der Eiablage unmöglich. Die (möglichst störungsfreie!) Anwesenheit einer oder maximal zwei Personen während der Eiablage ist für die Durchführbarkeit des Gelegeschutzes unerlässlich. Abb. 1. Schutzgitter für Gelege der Europäischen Sumpfschildkröte. Ein ausgewählter Gelegeschutz zur speziellen Förderung heimischer Tiere ist in der Lobau aufgrund der geringen Datenlage betreffend Autochthonie noch nicht möglich, eine Betreuung der Eiablageplätze (genereller Gelegeschutz) bietet allerdings zudem die Möglichkeit, quantitativ DNAProben relevanter, nämlich am Fortpflanzungsgeschehen beteiligter Tiere zu erhalten. Von Bestandsstützung in Form von Wiederansiedelungen wird aufgrund der derzeitigen Kenntnislage abgesehen. Dringender Handlungsbedarf ist punkto Öffentlichkeitsarbeit gegeben: Nationalparkbesucher haben zwar die Möglichkeit, sich bei diversen Informationsveranstaltungen (Ausstellung, Vorträge, Spezialführungen) über die Aussetzungsproblematik zu informieren, von diesen Gelegenheiten wird allerdings nur selten Gebrauch gemacht. Fraglich ist zudem, ob hier die richtige Zielgruppe erreicht wird, da nachgewiesen 8

10 werden konnte, dass die meisten Aussetzungen fremder Arten nicht aus Gutgläubigkeit sondern bewusst heimlich und mangels Alternativen geschehen (PrevotJuillard et al. 2006) Eine Initiative der MA60, in deren Zuge eine Sammelstelle für Rotwangenschmuckschildkröten und andere Exoten per Flugblatt beworben wird, ist richtungweisend, sollte aber noch weiter ausgebaut und mit eindringlicherer Öffentlichkeitsarbeit verbunden werden. Aussetzungen nicht autochthoner Unterarten der Europäischen Sumpfschildkröte von selbsternannten Schildkrötenrettern zu unterbinden, ist ebenfalls ein wichtiger Punkt. Hier wurde bereits von Mag. Schindler versucht, durch Informationsarbeit (Vorträge, Führungen) gezielt Vereine von Schildkrötenzüchtern auf die heikle Situation aufmerksam zu machen und zur Mitarbeit aufzurufen, sowie mit Beiträgen in Tageszeitungen und im Radio die breite Bevölkerung zu informieren. Öffentlichkeitsarbeit dieser Art muss jedoch in weit größerem Rahmen stattfinden, bis sich das Bewusstsein, dass Aussetzungen eine nicht zu unterschätzende Bedrohung darstellen, nachhaltig in der Gesellschaft manifestiert hat. Zu diesem Zwecke sollten z.b. Informationstafeln an Knotenpunkten in der Au und in den Informationszentren, aber auch in themenverwandten Institutionen (Tiergarten, Parks, etc.) installiert werden. Zudem muß von der Gemeinde Wien, eventuell in Zusammenarbeit mit dem Schönbrunner Tiergarten und diversen Tierschutzhäusern ein Konzept für eine ofizielle Annahmestelle erarbeitet werden, das die sichere und artgerechte Unterbringung der unerwünscht gewordenen Haustiere gewährleistet. Erst nach Umsetzung dieser Vorschläge erscheint es sinnvoll, Maßnahmen zur Entfernung allochthoner Arten zu setzen, wie sie in anderen Ländern z.b. unter Einbezug von Schulklassen der Anrainergemeinden durchgeführt werden (Kutzli pers. Mitteilungen) Monitoring: Eine Bestandskartierung mittels Sichtbeobachtungen (zu Fuß/per Kanu) ist aufgrund der Langlebigkeit der Tiere nicht jedes Jahr notwendig, sollte aber aufgrund der ungünstigen Beobachtungsvorrausetzungen (störungsempfindliche Art ; Störungen beim Beobachten bzw. durch Besucher) in den jeweiligen Jahren mehrmals (Frühling, Frühsommer, Spätsommer) erfolgen. Die Kartierungen sollen auch detaillierte Protokolle zur Einschätzung der Habitatqualität beinhalten, so z.b. Erhebungsbögen zur standardisierten Einschätzung der Parameter Verfügbarkeit und Verteilung von Strukturen, Uferbeschaffenheit, Quantifizierung von Störung, etc., um die Beurteilung diesbezüglicher Entwicklungstendenzen zur nächsten Berichterstellung zu ermöglichen. Die Betreuung der Eiablageplätze hat, wie bereits beschrieben, nicht nur informativen Wert, es können währenddessen sofort Schutzmaßnahmen (genereller Gelegeschutz) umgesetzt werden. Trotz des intensiven Arbeits und Zeitaufwandes wird daher 9

11 empfohlen, jährlich zur Eiablagezeit (Ende Mai bis Mitte Juli) zwei Personen an zumindest 15 Nächten die meistfrequentierten Eiablageplätze kontrollieren zu lassen. Im ersten Jahr dieses gezielten Monitorings sollte zudem kurz nach Beginn der Eiablageperiode (höchste Prädation, d.h. größte Wahrscheinlichkeit, Gelege unter Tags zu finden) eine sorgfältige Begehung sämtlicher, als Eiablageplätze in Frage kommender Ufer und Heißländenbereiche erfolgen (zusätzlich ca. 7 Tage). Lokale FangWiederfangUntersuchungen sind für die Interpretation der Sichtbeobachtungen unerlässlich, zudem ermöglicht nur der Fang der Tiere eine individuelle Registrierung und die Entnahme einer DNAProben zur Herkunftsanalyse. Diese Untersuchungen sollten angesichts der Belastungen der Tiere durch das Handling nicht länger als 4 Tage dauern (Mosimann 2002), dafür aber an mehreren Abschnitten (Zufallspunkte) und an zwei Terminen pro Abschnitt (Frühling Spätsommer) stattfinden. Aufgrund der Langlebigkeit der Tiere kann aber auch diese Erhebungsmethode mit Abständen von 23 Jahren erfolgen. Bei Untersuchungen in den letzten Jahren wurden in der Lobau insgesamt 31 Schildkröten markiert (2000: 15 Tiere, M. Rössler; 2004: 9 Tiere, 2006: 7 Tiere, M. Schindler) Lacerta agilis Linnaeus, 1758, Zauneidechse Einstufung: B Population: B Lebensraum: B Population: Der Erhaltungszustand der Zauneidechse ist besonders schwierig einzustufen, da zwar viele Fundmeldungen aus Wien vorliegen, genauere Populationsuntersuchungen aber nur auf der Donauinsel durchgeführt wurden (abela und Teufl 2003). Ein weiteres, noch ungelöstes Problem stellt die sinnvolle Abgrenzung von Bezugsflächen für die Populationsabschätzungen dar. Die weite Verbreitung der Zauneidechse im Stadtgebiet legt eine günstige Einschätzung des Erhaltungszustandes nahe. Dem stehen rezente (leider schlecht dokumentierte) Rückgänge der Bestände entgegen, die vor allem durch den Verlust von Ruderalflächen im Siedlungsgebiet verursacht sein dürften. Im Lainzer Tiergarten lassen regelmäßige Beobachtungen von Jungtieren auf eine günstige Populationsstruktur schließen, quantitative Daten zu Populationsgrößen liegen aber nicht vor. Auf der Donauinsel hat sich die Population vom Toten Grund ausgehend in den letzten Jahren entlang des Donauufers ausgebreitet (abela und Teufl 2003). Die Population am Toten Grund wäre 10

12 aufgrund der von Teufl und abela (2003) erhobenen Aktivitätsabundanzen nach den Bewertungskriterien von Schmidt und Groddeck (2005) mit A einzustufen. Die Gesamteinstufung der Art mit B ist eine provisorische Einschätzung, die versucht, offenbar gegenläufige Populationstrends in verschiedenen Teilarealen zu integrieren bei getrennter Analyse verschiedener Gebiete in Wien wären vermutlich alle drei Kategorien (A, B,,) vertreten. Lebensraum: Die Situation der Lebensräume ist in verschiedenen Teilen des Stadtgebiets sehr unterschiedlich einzuschätzen, detaillierte Untersuchungen fehlen jedoch weitgehend. Die Einschätzung B gibt einen groben Mittelwert für die sehr unterschiedlich strukturierten und verschieden beeinträchtigten Habitate der Art in Wien. Gefährdung: Die wichtigste Gefährdungsursache ist Biotopzerstörung (Verlust von Ruderalflächen, Entfernung von Habitatstrukturen wie Erd und Steinhaufen). Daneben besteht Gefährdung durch Pestizide und streunende Hauskatzen. Schutzmaßnahmen: Erhaltung von Magerrasenstandorten und Ruderalflächen, Schaffung von Kleinstrukturen wie Stein und Reisighaufen und Holzstößen, Anlage naturnaher Hecken. Monitoring: Detaillierte, vergleichende Untersuchungen der Populationsgrößen und Populationsstrukturen in verschiedenen Teilen des Stadtgebiets am besten durch Fang WiederfangStudien sind unbedingt erforderlich, um Grundlagen für ein Monitoring zu schaffen. Anhand der Ergebnisse dieser Grundlagenstudie sollen dann Probeflächen bzw. Transekte in allen Großlebensräumen Wiens festgelegt werden. Dabei bietet sich an, das von abela und Teufl (2003) bearbeitete Transekt am Toten Grund einzubeziehen. Als Monitoringintervall schlagen Weddeling et al. (2005) drei Jahre vor, in jedem Gebiet sollen mindestens sechs Begehungen durchgeführt werden Lacerta viridis (Laurenti, 1768), Smaragdeidechse Einstufung: Population: Lebensraum: B Population: In Döbling wurden in zwei Untersuchungsgebieten die Populationsgrößen aufgrund individueller Registrierung mit 1018 bzw. 23 Adulti angegeben, wobei in einem Gebiet das Überwiegen älterer Männchen festgestellt wurde (Schedl und 11

13 Klepsch 2001b). Die anderen Vorkommen in Wien sind nicht gut untersucht, dürften aber individuenärmer sein. Die Populationen sind daher als klein (Stufe ) einzustufen. Lebensraum: Die Ausstattung des Lebensraums kann nach den Kriterien von Schmidt und Groddeck (2005) mit B eingestuft werden. Gefährdung: In Wien vor allem durch landwirtschaftliche Maßnahmen wie Biozideinsatz und Flurbereinigung gefährdet. Freilaufende Katzen und Besucher in Naherholungsräumen werden als weitere Bedrohung bzw. Störung der Bestände genannt. Schutzmaßnahmen: Strukturverbesserung durch Anlegen von Legestein und Reisighaufen, Anlegen bzw. Freihalten von Trockenmauern. Weiterführung dieser Pflegemaßnahmen in Abstimmung mit den Grundbesitzern. Monitoring: Jährliches Monitoring der Populationen mit acht bis zehn Begehungen ist erforderlich (Weddeling et al. 2005). Daneben ist eine kontinuierliche Dokumentation und Erfolgskontrolle von Habitatpflegemaßnahmen, wie sie im Rahmen des Netzwerk Natur durchgeführt werden, in das Monitoring einzubeziehen Podarcis muralis (Laurenti, 1768), Mauereidechse Einstufung: Population: Lebensraum: Population: In Wien gibt es zwei kleine Populationen: ein völlig isoliertes Reliktvorkommen in Döbling und ein an das niederösterreichische Verbreitungsgebiet anschließendes Vorkommen am Eichkogel. In letzterem Vorkommen betrug bei einer Untersuchung von Phänologie und Habitatnutzung die mittlere tägliche Zahl der Beobachtungen drei Eidechsen (Höchstwert 12; Turk 1997). Aufgrund dieser Beobachtungen ist der Erhaltungszustand der Populationen mit zu bewerten (Mindestwert für B nach Schmidt und Groddeck: 50 Tiere). Lebensraum: Geringe Ausdehnung und Isolierung der Habitate führen zur Einstufung. Gefährdung: Durch die Kleinräumigkeit und Isolierung sind die Vorkommen in Wien stark gefährdet. Verbuschung des Steinbruchs in Liesing könnte das Mikroklima negativ beeinflussen. Früher gemeldete Vorkommen am Wienerberg und am Donaukanal sind 12

14 erloschen. Schutzmaßnahmen:Auslichten von zu dicht werdenden Gehölzbeständen, Erhalten und Errichten fugenreicher Mauern. Monitoring: Bestandsüberprüfungen sollen mindestens alle drei Jahre durchgeführt werden, wobei mindestens vier Begehungen empfohlen werden, am besten während der Paarungszeit am Vormittag (Weddeling et al. 2005) oronella austriaca Laurenti, 1768, Schlingnatter Einstufung: Population: Lebensraum: B Population: Die geringe Zahl der Fundmeldungen aus Wien resultiert in der Einstufung (unabhängig von der gewählten Bezugsfläche). Lebensraum: Die Lebensraumsituation kann nach den Kriterien von Schmidt und Groddeck mit B eingschätzt werden. Gefährdung: Flurbereinigung, Verbuschung ehemals extensiv genutzter Bereiche; Totschlagen aufgrund von Verwechslung mit Kreuzotter. Schutzmaßnahmen: Da die Schlingnatter auf Eidechsen als Nahrungsgrundlage angewiesen ist, kommen ihr alle bei den Eidechsenarten erwähnten Maßnahmen zur Verbesserung der Habitatstruktur zugute. Monitoring: Das Monitoring wird sinnvollerweise gemeinsam mit den Erhebungen der Eidechsen durchgeführt. Bei der Schlingnatter ist individuelle fotografische Registrierung zu empfehlen: auch wenn nur wenige Wiederfänge zu erwarten sind, können diese aufgrund der hohen Lebenserwartung der Schlingnatter langfristig wichtige Aufschlüsse über Populationsgröße und struktur erbringen. Das Ausbringen von Brettern oder Blechen erhöht die Wahrscheinlichkeit, Schlingnattern nachzuweisen; da solche künstliche Verstecke meist nicht im ersten Jahr angenommen werden, ist ihre Verwendung im Randbereich des Siedlungsgebietes problematisch. Die Wirksamkeit hängt auch vom Angebot anderer 13

15 Versteckmöglichkeiten im Lebensraum ab (Weddeling et al. 2005) Elaphe longissima (Laurenti, 1768), Äskulapnatter Diese Art wird in den letzten Jahren meist als Zamenis longissimus bezeichnet. Einstufung: B Population: B Lebensraum: B Population: Die weite Verbreitung und regelmäßige Meldungen, besonders aus dem westlichen Grüngürtel der Stadt, lassen eine Einstufung mit B gerechtfertigt erscheinen. Lebensraum: Die Habitatsituation lässt sich mit B einschätzen. Gefährdung: Biozideinsatz, Flurbereinigung, lückenloses Verfugen alter Stützmauern. Schutzmaßnahmen: Schaffung und Erhaltung von Kleinstrukturen, Vernetzung von Hecken und Feldgehölzen, Anlegen verwilderter Randbereiche in Parks und Gärten. Monitoring: Freilanderhebungen werden sinnvollerweise gemeinsam mit dem Monitoring der Eidechsenarten durchgeführt (eventuell noch zusätzliche Transekte durch Waldgebiete). Da Funde der Art relativ regelmäßig gemeldet werden, könnte zur Bewertung der Bestandsentwicklung auch eine Analyse der in die Herpetofaunistische Datenbank eingehenden Zufallsmeldungen sinnvoll sein Natrix tessellata (Laurenti, 1768), Würfelnatter Einstufung: Population: Lebensraum: Population: Aufgrund der kleinen, isolierte Populationen in Wien ergibt sich die Einschätzung. Lebensraum: Vor allem aufgrund der geringen Vernetzung der Vorkommen wird die Habitatqualität mit eingestuft. 14

16 Gefährdung: Gewässerregulierung,Uferverbauung; Gewässerbelastung durch chemische Verunreinigung. Schutzmaßnahmen: Renaturierung von Gewässern. Monitoring: Die bekannten Vorkommen (Lobau, Prater, Albern) sollen zumindest alle drei Jahre, besser jährlich, überprüft werden, wobei zehn Begehungen pro Durchgang vorgeschlagen werden. Aufgrund der Variabilität der Schuppen im Kopfbereich ist Individualerkennung bei Wiederfangstudien möglich. Durch die Renaturierungsprojekte an Wienfluss und Liesing wurden in den letzten Jahren weitere potenzielle Lebensräume für die Art geschaffen, die von den bestehenden Populationen allerdings so stark isoliert sind, dass eine baldige Besiedlung nicht sehr wahrscheinlich erscheint. Sobald Würfelnattern an diesen Flussläufen auftreten, sollen sie mit gleicher Intensität wie die bekannten Vorkommen ins Monitoring einbezogen werden. 5 Einschätzungen für die einzelnen Natura 2000 Gebiete Wiens Die Einschätzung des Erhaltungszustandes der Reptilienarten für die einzelnen Natura 2000Gebiete in Wien (Tabelle 2) ist vor allem wegen der spärlichen und ungenauen Kenntnisse der Populationsgrößen mit vielen Unsicherheiten behaftet. Die niedrigere Einstufung der Äskulapnatter in den einzelnen Natura 2000Gebieten (im Vergleich zur Gesamteinstufung) ergibt sich aus der geringen Zahl von Fundmeldungen in diesen Gebieten. Diese Art wurde besonders oft aus den nördlichen Wienerwaldbezirken und aus dem Prater gemeldet; wie weit diese Beobachtungen tatsächliche Unterschiede in den Populationsdichten, oder nur in der Häufigkeit von Begegnungen mit Menschen widerspiegeln, ist unklar. 15

17 Tabelle 2. Einschätzung des Erhaltungszustands der Reptilienarten für die einzelnen Natura 2000Gebiete in Wien. Gesamt Lobau Lainzer T. Bisamberg Liesing Emys orbicularis, Europäische Sumpfschildkröte Lacerta agilis, Zauneidechse Lacerta viridis, Smaragdeidechse Podarcis muralis, Mauereidechse oronella austriaca, Schlingnatter Elaphe longissima, Äskulapnatter Natrix tessellata, Würfelnatter B B B B B? 6. Literaturverzeichnis abela, A., Grillitsch, H., Tiedemann, F Atlas zur Verbreitung und Ökologie der Amphibien und Reptilien in Österreich. Umweltbundesamt Wien. abela, A., Teufl, H Auswirkungen der Neugestaltung des Donauufers (Stauraum Freudenau) auf die Ausbreitung von Reptilien auf der Wiener Donauinsel. Denisia 10, DoganBacher, H., Burger, H., Rotter, D., SchrattEhrendorfer, L Biotoptypenkartierung im Nationalpark DonauAuen aus FarbInfrarotbildern. Studie im Auftrag des Bundesministeriums für Umwelt, Jugend und Familie. Wien. Ellmauer, T. (Hrsg.) Entwicklung von Kriterien, Indikatoren und Schwellenwerten zur Beurteilung des Erhaltungszustandes der Natura 2000Schutzgüter. Band 2: Arten des Anhangs II der FaunaFloraHabitatRichtlinie. Im Auftrag der neun österreichischen Bundesländer, des Bundesministeriums f. Land und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft und der Umweltbundesamt GmbH, Wien. Fritz, U Zur innerartlichen Variabilität von Emys orbicularis (LINNAEUS 1758). 5a. Taxonomie in Mittel Westeuropa, auf Korsika, Sardinien, der ApenninenHalbinsel und Sizilien und Unterartengruppen von Emys orbicularis (Reptilia: Testudines: Emydidae). Zool. Abh. Mus. Tierkd. Dresden. 48 (13):

18 Gemel, R Zum Vorkommen der Europäischen Sumpfschildkröte. In abela, A., Grillitsch, H., Tiedemann, F.: Atlas zur Verbreitung und Ökologie der Amphibien und Reptilien in Österreich. Umweltbundesamt Wien Gollmann, G. (in Druck). Rote Liste der in Österreich gefährdeten Lurche (Amphibia) und Kriechtiere (Reptilia). In: Rote Listen gefährdeter Tiere Österreichs. Teil 2. Grüne Reihe des Bundesministeriums für Land und Forstwirtschaft,Umwelt und Wasserwirtschaft, Wien. Kammel W. (2001): Artenschutzprojekt Würfelnatter. Vorkommen, Gefährdungsursachen, Entwicklungspotentiale und Schutz der Würfelnatter (Natrix t. tessellata LAUR., 1768) in Wien außerhalb der Lobau. Projektbericht; i. A. Magistrat der Stadt Wien MA22Umweltschutz. Klepsch, R., Schedl, H Wiener Arten und Lebensraumschutzprogramm Netzwerk Natur: Artenschutzprojekt Smaragdeidechse: Umsetzung von Schutz und Pflegemaßnahmen. Im Auftrag des Magistrats der Stadt Wien, MA 22 Umweltschutz. Lebboroni, M., ecchini, A Basking counts as abundance indices in Pond Populations of Emys orbicularis. Herpetological Journal Lenk, P., Fritz, U., Joger, U., Wink, M Mitochondrial phylogeography of the European pond turtle, Emys orbicularis (LINNAEUS 1758). Molecular Ecology Lutschinger, G Verbreitung von Emys orbicularis in den Donau und Marchauen, Wien. Unveröffentlichtes Manuskript. Mosimann, D Etat d une population de cistudes d Europe, Emys orbicularis (Linnaeus 1758), 50 ans après les premières (ré)introducions au MoulindeVert (Genève, Suisse). PrevotJulliard, A.,, Lorrilliere, R., TeillacDeschamps, P., adi, A., Servais, V Exotic pets released in the wild : Decision making process revisited. Book of Abstracts, S.62, 1st European ongress of onservation Biology August 2006 Eger, Ungarn Rössler, M Erster Überblick über die Population der Europäischen Sumpfschildkröte (Emys orbicularis) im Wiener Teil des Nationalparks DonauAuen, 17

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