Fischbestandsaufnahme und erste Abschätzung der Beweidung von Algen durch Fische in der Nister (Rheinland-Pfalz) Bericht 2013

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1 Fischbestandsaufnahme und erste Abschätzung der Beweidung von Algen durch Fische in der Nister (Rheinland-Pfalz) Bericht 2013 Im Auftrag der Struktur- und Genehmigungsdirektion Nord Koblenz DR. JÖRG SCHNEIDER, FLORIAN KRAU & DR. CAROLA WINKELMANN Hauptauftragnehmer: DR. JÖRG SCHNEIDER Bürogemeinschaft für fisch- und gewässerökologische Studien - BFS Unterlindau 78, Frankfurt a.m. bfs-schneider@web.de Frankfurt am Main, Juli 2013 Büro Marburg Dr. Dirk Hübner Über dem Grund 1 D Marburg-Michelbach Tel Büro Riedstadt Dr. Egbert Korte Plattenhof D Riedstadt-Erfelden Tel Büro Frankfurt Dr. Jörg Schneider Unterlindau 78 D Frankfurt am Main Tel

2 Inhalt 1. Aufgabenstellung Methodik, Ergebnisse und Interpretation Fischbestand Herbst Großfische Kleinfische Fischbestand Frühsommer Großfische Kleinfische Beweidung und Algenaufkommen Versuch 1: Beweidung auf Normplatten mit und ohne Strom Frühjahr Versuch 2: Beweidung auf Normplatten mit und ohne Strom Frühjahr Versuch 3: Algenbeprobung mit Normplatten bei unterschiedlicher Fischdichte Interpretation und Empfehlungen Befischungen und Untersuchungen Befischungen und Untersuchungen Weitere zentrale Fragestellungen und Versuchsschritte Zitierte und verwendete Literatur Anlage I: Lage der Probestrecken

3 1. Aufgabenstellung Mitte der 1990er Jahre bildete die Nister mit 19 nachgewiesenen Fischarten einen artenreichen Mittelgebirgsfluss (u.a. Schneider, Äsche, Hasel, Gründling, Nase, Barbe, Döbel, Aal; SCHNEIDER 1998) wurde mit der Wiederansiedlung des Atlantischen Lachses begonnen (Landesprojekt LACHS 2000, heute LACHS 2020 ). Seit etwa 2004 war eine fortschreitende Zunahme der Menge benthischer Algen zu verzeichnen (SCHNEIDER 2011, pers. Mitteilung FETTHAUER, ARGE Nister e.v.), obwohl die als limitierender Faktor angesehene Phosphorkonzentration nicht angestiegen ist (NAGEL & HUGO 2011; schriftl. Mitteilung LUWG Mainz, 2012). In 2010 und 2011 und etwas geringer auch 2012 kam es zu Massenentwicklungen fädiger Grünalgen. In 2011 bis 2013 wurde zudem eine starke Zunahme der Dichte des Süßwasserschwammes Spongilla lacustris verzeichnet. Parallel dazu wurden in den letzten 15 Jahren deutliche Bestandseinbrüche größerer und mittelgroßer Fischarten wie Barbe, Nase, Döbel, Rotauge, Gründling und Hasel sowie extreme Bestandszunahmen der Elritze und der benthivoren Schmerle und Groppe als Kleinfischarten dokumentiert (KRAU 2011). Unter den ehemals sehr häufigen Fischarten sind wichtige obligat herbivore (Nase) und fakultativ herbivore (Döbel, Hasel und Rotauge) Arten sowie benthivore Arten (Barbe, Gründling). Diese Beobachtungen legen die Vermutung nahe, dass Veränderungen in der Struktur der Fischgemeinschaft zum verstärkten Auftreten der Eutrophierungserscheinungen geführt haben, indem die Reduktion herbivorer Konsumenten die Produktion benthischer Algen förderte. Hierbei ist neben dem Rückgang herbivorer Fischarten wahrscheinlich auch ein angestiegener Fraßdruck der Kleinfische (insbesondere Groppe?) auf Grazer unter dem Makrozoobenthos ausschlaggebend. Neben dem Rückgang der Konsumenten dürfte sich auch die zurückgegangene Bioturbation durch große und wühlende Fische (insbesondere Barbe) fördernd auf die benthische Algenentwicklung auswirken. Diese Entwicklung bedroht insbesondere den Fortbestand von einer der zwei in Rheinland-Pfalz verbliebenen Restvorkommen der Flussperlmuschel und den Reproduktionserfolg kieslaichender Fische (z.b. Atlantischer Lachs, Forelle, Äsche, Barbe). Eine Absenkung des Sauerstoffgehaltes im Porenwasser des Interstitials in Folge von Eutrophierungserscheinungen wurde in der Lahn gemessen (HÜBNER et al. 2009). Die Eutrophierung in der Nister korreliert mit Reproduktionsdefiziten bei Lachs und Forelle (SCHNEIDER 2012). Entsprechend der Ziele der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) und der Nationalen Strategie zur biologischen Vielfalt (NBS) sollen bis 2015 alle Wasserkörper den guten ökologischen Zustand erreicht haben. Von der Erreichung dieses Ziels ist Deutschland 3

4 momentan noch weit entfernt, da bis 2010 nur ca. 8% der Fließgewässer-Wasserkörper einen mindestens guten Zustand erreichten (BMU, 2010). Neben Einschränkungen in der Gewässermorphologie ist die Eutrophierung durch Nährstoffeinträge aus Kläranlagen und Landwirtschaft ein wichtiger Faktor, der eine lebensraumtypische Besiedlung der Gewässer mit Fischen und Makrozoobenthosorganismen verhindert. Die Folgen der Eutrophierung bestehen in massenhaftem Wachstum benthischer Algen. Diese Algen verursachen durch ihre Photosyntheseaktivität sehr hohe ph-werte. Der Eintrag der Biomasse absterbender Algen ins hyporheische Interstitial kann zu eine Verstopfung führen, die wiederrum Sauerstoffschwund und das Auftreten von fischgiftigem Ammoniak zur Folge haben kann und sich negativ auf die Entwicklung von Fischeiern und Larven auswirkt (IBISCH et al. 2009, HÜBNER 2003). In einem eutrophierten Fließgewässer kann das hyporheische Interstitial seine Funktion als Habitat für kieslaichende Fische, Großmuscheln und Makrozoobenthos nicht mehr erfüllen und die Funktion der Selbstreinigung ist stark eingeschränkt. Das führt zu einem Ausfall empfindlicher Arten und einer schlechten Bewertung im Sinne der WRRL. Diese Situation besteht momentan in der Nister, wo trotz einer insgesamt guten Gewässerstruktur der gute ökologische Zustand nicht erreicht werden konnte. In den letzten Jahren wurde in der Nister parallel zu Einbrüchen im ursprünglich sehr artenreichen Fischbestand (besonders herbivore und großwüchsige Arten) eine deutliche Verstärkung der Eutrophierungserscheinungen beobachtet, was maßgeblich das Überleben des dortigen Flussperlmuschelbestandes und der kieslaichenden Fischarten (Lachs, Forelle, Äsche, Barbe) gefährdet. Es ist davon auszugehen, dass das hyporheische Interstitial in der Nister aufgrund der massenhaften Algenentwicklung seine ökologische Funktionsfähigkeit weitgehend verloren hat. Nach Angaben des LUWG (Mainz) ist die Nährstoffsituation in der Nister (insbesondere Phosphor) in den zurückliegenden zwanzig Jahren nahezu unverändert ( leichter Rückgang ). Eine Zunahme von Nährstoffen kommt also, wie aufgeführt, als Ursache für die seit etwa 2005 beobachtete zunehmende Algenbelastung ausdrücklich nicht in Betracht. Vielmehr scheint es wahrscheinlich, dass der (ausführlich dokumentierte) Rückgang herbivorer Fische und ggf. die Zunahme benthivorer Kleinfische (Effekt: erhöhter Fraßdruck auf wirbellose Grazer) in der Nister in engem Zusammenhang mit dem Algenaufkommen stehen. Dies würde im Umkehrschluss bedeuten, dass eine Wiederherstellung des ursprünglichen Fischbestands z.b. im Rahmen einer gezielten Biomanipulation zu einer signifikanten Reduktion der Eutrophierung führen könnte. Biomanipulation ist als Werkzeug der Eutrophierungssteuerung von Standgewässern weltweit anerkannt und wird auch in Deutschland häufig zur Sanierung von Seen oder zur Verbesserung der Rohwassergüte in Trinkwassertalsperren eingesetzt (BENNDORF 1990; 4

5 HANSSON et al. 1998). Durch eine gezielte Veränderung der Nahrungsnetzstruktur, z.b. durch Besatz mit Raubfischen, wird dabei die Struktur des Nahrungsnetzes so verändert, dass die gewünschte Ökosystemfunktion, in diesem Fall die Filtrationsleistung des Zooplanktons, verstärkt wird (BENNDORF & KAMJUNKE 2005). Sowohl die grundlegenden Zusammenhänge als auch Erkenntnisse aus der praktischen Umsetzung der Biomanipulation in Standgewässern können nur teilweise auf Fließgewässer übertragen werden. Denn anders als für pelagische Nahrungsnetze existieren noch keine Erfahrungen zur Wirksamkeit der Nahrungsnetzsteuerung in Fließgewässern und der Kenntnisstand auf dem Gebiet der Fließgewässernahrungsnetze scheint für eine gezielte Steuerung noch zu lückenhaft. Insbesondere fehlen großskalige Untersuchungen, die Effekte von Fischen und Nährstoffen auf die Ökosystemfunktionen der Fließgewässer untersuchen. Die Nahrungsnetze der Fließgewässer unterscheiden sich in grundlegenden Eigenschaften von denen anderer aquatischer Ökosysteme. Fließgewässernahrungsnetze weisen eine deutlich geringere Spezialisierung der Räuber und eine höhere Bedeutung der Omnivorie auf, d.h. Konsumenten nutzen sehr verschiedene Ressourcen (DIGEL et al. 2011; LANCASTER et al. 2005). Das hat eine hohe funktionale Redundanz zur Folge, d.h. die Funktion benthisches Grazing wird von vielen verschiedenen Arten geleistet. Dies führt zu einer Stabilisierung der ökologischen Funktionsfähigkeit trotz häufiger Störungsereignisse (z.b. Hochwasser). Diese Unterschiede müssen bei der experimentellen Umsetzung der Maßnahme beachtet und funktionale Zusammenhänge daher genau analysiert werden. Das wichtigste Indiz für den möglichen Erfolg von Biomanipulation in Fließgewässern ist die Beobachtung, dass die Gewässergüte trotz gleichbleibender Nährstoffbelastungen stark variieren kann. Dieses Phänomen wurde in den letzten Jahren im Untersuchungsgewässer (Nister) beobachtet und bereits für Standgewässer beschrieben (CARPENTER 2005). Es kann als eine der Grundvoraussetzungen für die Machbarkeit der Biomanipulation angesehen werden, da es auf einen hohen Einfluss der Nahrungsnetzstruktur auf die Wirkung einzelner Belastungen hindeutet. Ähnliche Beobachtungen haben zu dem Vorschlag geführt, aus der verfügbaren Phosphorkonzentration lediglich ein Trophiepotential abzuleiten, während die erreichte Biomasse benthischer Algen als realisierte und damit wirksame Trophie anzusehen ist (CHRISTOFFELS et al. 2011). Ein weiteres Indiz für eine Wirksamkeit der Biomanipulation ist der bisher beobachtete generell starke Einfluss von Grazern auf benthische Algen. Als Konsumenten des Periphytons wurden bisher hauptsächlich benthische Invertebraten untersucht, die in Labor- und Mesokosmenexperimenten im Allgemeinen einen starken Einfluss auf die Algenbiomasse zeigten (HILLEBRAND 2009). Herbivore Fische wurden bisher weit seltener betrachtet, können aber ebenfalls zu einer Reduktion von Periphyton beitragen (POWER et al. 1985). Ob die Nahrungskettenmanipulation über mehrere trophische Ebenen 5

6 hinweg wirkt und damit eine Manipulation von Fischbeständen zu einer nachhaltigen Reduktion benthischer Algen führen kann, ist noch nicht bekannt. Eine Studie von BURIA et al. (2010) und die Ergebnisse eines eigenen Experiments zur Nahrungskettensteuerung (DFG BE 1671/9, BE 1671/14) lassen dies aber vermuten, da in beiden Fällen eine signifikante Änderung der Biomasse festgestellt werden konnte. Außer dem hier vorgeschlagenen Vorgehen wäre natürlich auch eine Reduktion des Algenwachstums durch Phosphorelimination denkbar. Allerdings müssten dazu Phosphorkonzentrationen unterhalb 15 µg/l im Gewässer erreicht werden (CHRISTOFFELS et al. 2011; eigene Ergebnisse). Dies bedeutet, dass eine flächenhafte Reduktion des Trophiepotenzials eine massive Reduktion diffuser Nährstoffeinträge erfordert, was nur mit extremem Aufwand und sehr langfristig zu erreichen wäre. Es stellt sich daher die Frage, ob sich die realisierte Trophie und die damit verbundenen negativen Einflüsse auf die Funktion des hyporheischen Interstitials durch eine gezielte Steuerung der Nahrungsnetzstruktur reduzieren lässt. Neben dieser kurz bis mittelfristig wirksamen Maßnahme wird postuliert, dass eine langfristig umzusetzende Nährstoffreduktion in der Nister sich nur dann in einer Reduktion der Eutrophierungserscheinungen ausdrücken kann, wenn auch die Bestände der herbivoren Konsumenten (Fische, Makrozoobenthos) wieder hergestellt werden. Als Auswirkungen verstärkter Eutrophierung auf das hyporheische Interstitial wurden bereits biogene Kolmation (Verstopfung des Interstitials durch Biomasse), Sauerstoffschwankungen, Sauerstoffmangel, das Auftreten von fischgiftigem Ammoniak und eine reduzierte Überlebenswahrscheinlichkeit kieslaichender Fischarten dokumentiert (DFG BO 1012/4, HÜBNER 2003; HÜBNER et al. 2009; IBISCH et al. 2009). Ob diese Auswirkungen allerdings durch die Veränderung der Nahrungsnetzstrukturen abgeschwächt werden können, ist nicht bekannt, da es bisher noch keine Untersuchung gab, die in einem großskaligen Ansatz die Effekte biotischer Interaktionen auf die Eigenschaften des hyporheischen Interstitials beobachtete. Vor diesem Hintergrund wurde das sog. BIOEFFEKT-Projekt entworfen. Das Projekt soll sowohl dazu beitragen, eine Wissenslücke in der Fließgewässerökologie zu schließen, als auch diese Erkenntnisse sofort im praktischen Gewässerschutz anzuwenden. Bedauerlicherweise wurde eine Förderung des Projektes durch das Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) im September 2012 abgelehnt. 6

7 An der Nister besteht folglich dringender Handlungsbedarf, da die Funktionsfähigkeit des Lebensraumes für gefährdete Arten durch die Algenmassenentwicklungen, resultierender biogener Kolmation des hyporheischen Interstitials, kritisch erhöhter ph-werte (bis > ph 9,9) und extremer Sauerstoffschwankungen massiv eingeschränkt ist. Die vorliegende Studie liefert eine aktuelle quantitative Fischbestandserhebung, die in drei repräsentativen Gewässerstrecken mit: a) artenreichem Fischbestand mit hoher Individuendichte (nahe Siedlung, dadurch kaum Kormoraneinfluss) b) mittlerer Fischdichte (Siedlungseinfluss geringer) c) geringer Fischdichte (keine Siedlung im Umfeld, hoher Fraßdruck durch den Kormoran) durchgeführt wurde. Die Probestrecken hatten eine Länge von jeweils 500 bzw m. Damit wurde auch die Möglichkeit der Datenverwertung im Rahmen des WRRL-Monitorings gewährleistet. Neben der Fischbestandserhebung wurden zwei Versuche mit Normplatten zur Erhebung der Algenbiomasse im Zusammenhang mit der Anwesenheit von herbivoren Fischen durchgeführt. 7

8 2. Methodik, Ergebnisse und Interpretation 2.1 Fischbestand Herbst 2012 Da bei Bestandserhebungen in großen Probenstrecken hoch abundante kleinere Fischarten wie Elritze, Groppe und Schmerle methodenbedingt in ihrem Bestand (stark) unterschätzt werden, wurden zwei Befischungspakete angesetzt. Zum einen Fang-Wiederfang Befischungen für größere Fischarten, zum anderen Removal-Befischungen für Elritze, Groppe und Schmerle. Durch die geringe Mobilität der kleinen Fischarten kann der zwischen den Befischungspaketen gelegene Zeitraum vernachlässigt werden Großfische Für die quantitative Fischbestandserfassung der größeren Arten wurden vom insgesamt je 1000 m in drei Probestrecken in bzw. nahe bei Stein-Wingert befischt (Karte siehe Anhang). Die Probestrecken wiesen folgende Charakteristiken hinsichtlich ihrer Lage auf: Probestrecke 1. Siedlungsnähe, kaum Kormoraneinfluss durch konsequente Vergrämung (Oberhalb Stein-Wingert) Probestrecke 2. Siedlungsrand (Unterhalb Furt Stein-Wingert bis Fischaufzuchtanlage) Probestrecke 3. keine Siedlung im direkten Umfeld (Ehrlich) Das Team bestand jeweils aus drei Fängern (2x BRETSCHNEIDER EFGI 650, 1x DEKA Lord 3000), drei Beifängern, sowie zwei Mann für Markierung, Vermessung und Datenaufnahme. Je Probestrecke wurden zwei Durchgänge durchgeführt. Während des ersten Durchgangs wurden sämtliche Fische aufgenommen. Individuen > 15 cm wurden zudem mittels Panjet markiert (Tattoofarbe, Markierungsort Schwanzwurzel). Im zweiten Durchgang wurden nur Individuen > 15 cm aufgenommen und auf eine eventuelle Markierung überprüft. Aus dem so erhaltenen Verhältnis von Wiederfang zu Erstfang im zweiten Durchgang kann in Relation zum ersten Durchgang auf den Gesamtbestand geschlossen werden (Mark-recapture Methode, CHAPMAN 1951): 8

9 Der errechnete Gesamtbestand je Art und Probestrecke ist in Abbildung 1 dargestellt. Abbildung 2 zeigt Gesamtartenzahl und die Summe aller Individuen ab 15 cm Totallänge je Probestelle. Die Längenfrequenzdiagramme des ersten Befischungsdurchganges für häufigere Arten sind auf den Seiten 10 bis 12 dargestellt. Abbildung 1: Errechnete Gesamtbestände von Individuen 15 cm TL je Art und Probestrecke (ohne Groppe, Schmerle und Elritze). a Abbildung 2: Anzahl sämtlicher in den Probestrecken festgestellter Arten (a). Die Gesamtindividuenzahl (b) enthält die durch Fang-Wiederfang errechnete Anzahl der Individuen ab 15 cm TL der häufigeren Fischarten Nase, Döbel, Hasel, Rotauge, Forelle, Barbe und Ukelei, bei denen durch Markierungen auf den Gesamtbestand geschlossen werden konnte. Nicht berücksichtigt wurden Aal, Äsche, Gründling, Lachs, Schneider sowie die Kleinfischarten Elritze, Groppe und Schmerle. 9

10 Anzahl (Stein-Wingert) Stein-Wingert Nase Unterh. Furt Ehrlich Anzahl (Unterh. Furt, Ehrlich) Totallänge [cm] Anzahl Döbel Stein-Wingert Unterh. Furt Ehrlich Totallänge [cm] 5 4 Stein-Wingert Barbe Anzahl 3 2 Unterh. Furt Ehrlich Totallänge [cm] Abbildung 3: Längenfrequenz Nase, Döbel und Barbe in den drei Probestrecken. Für die Nase ist die Anzahl der Individuen in der Probestelle Stein-Wingert der Primärachse, für die Probestrecken unterh. Furt und Ehrlich der Sekundärachse zu entnehmen. 10

11 Anzahl Hasel Stein-Wingert Unterh. Furt Ehrlich Totallänge [cm] Anzahl Forelle Stein-Wingert Unterh. Furt Ehrlich Totallänge [cm] Anzahl Ukelei Stein-Wingert Unterh. Furt Ehrlich Totallänge [cm] Abbildung 4:Längenfrequenz Hasel, Forelle und Ukelei in den drei Probestrecken 11

12 Anzahl Rotauge Stein-Wingert Unterh. Furt Ehrlich Totallänge [cm] Abbildung 5: Längenfrequenz Rotauge in den drei Probestrecken Kleinfische Für die quantitative Fischbestandserfassung der Kleinfischarten wurde innerhalb der drei ausgewählten Probestrecken jeweils eine repräsentative Rausche ausgewählt (Länge 30 m) und am 18. und mittels Removal-Methode befischt (vgl. ZIPPIN 1958, BOHLIN 1982). Die Teamgröße bestand jeweils aus zwei Fängern (2x BRETSCHNEIDER EFGI 650), drei Beifängern, sowie Protokollanten. Insgesamt wurden in jeder Rausche drei Befischungsdurchgänge durchgeführt. Alle gefangenen Kleinfische eines Durchganges wurden entnommen, protokolliert und vermessen und anschließend in einiger Entfernung zur Probestelle ausgesetzt. Durch grafisches Auftragen der Fangzahl der einzelnen Durchgänge gegen die kumulierte Fangzahl und Extrapolation der Trendlinie lässt sich so auf den Gesamtbestand schließen. Die Methode hat sich für die Abschätzung von Groppenbeständen in der Nister bewährt (vgl. KRAU 2011). Die Ergebnisse für Groppe, Elritze und Schmerle sind auf den folgenden Seiten dargestellt. Die Aussagekraft der Ergebnisse schwankt je nach Fischart stark. Als Ursache sind neben methodisch bedingten Fehlern auch artspezifische Faktoren denkbar. Die geschätzten Bestände der Groppe bewegen sich in allen drei Probestellen grob auf demselben Niveau. Die Abundanz der Elritze beträgt in den Probestellen 2 und 3 mehr als das doppelte der Abundanz in Probestelle 1. Die Fangzahlen der Schmerle in den einzelnen Durchgängen zeigen (bis auf Probestelle 2) keinen eindeutigen Trend und sind damit nicht aussagekräftig. Die stark schwankenden, jedoch relativ konstanten Fangzahlen (vor allem in Probestelle 3) lassen jedoch auf eine extrem hohe Abundanz der Art in sämtlichen Probestellen schließen. 12

13 Abbildung 6: Errechnete Gesamtzahl (in Klammern) Groppe in den Probestellen 1: Stein-Wingert (463), 2: Unterh. Furt (367) und 3: Ehrlich (346). Abbildung 7: Errechnete Gesamtzahl (in Klammern) Elritze in den Probestellen 1: Stein-Wingert (297), 2: Unterh. Furt (836) und 3: Ehrlich (838). 13

14 Abbildung 8: Errechnete Gesamtzahl (in Klammern) Schmerle in den Probestellen 1: Stein-Wingert (---), 2: Unterh. Furt (919) und 3: Ehrlich (---). Abbildung 9: Errechnete Gesamtzahl (in Klammern) aller Kleinfischarten (Groppe, Elritze, Schmerle) in den Probestellen 1: Stein-Wingert (857), 2: Unterh. Furt (1550) und 3: Ehrlich (1672). 14

15 Poolt man die Anzahl sämtlicher Fänge von Groppe, Elritze und Schmerle je Durchgang und Abbildung 9), so zeigt sich, dass die geschätzte Gesamtzahl in Probestelle 1 lediglich etwas mehr als die Hälfte der Gesamtzahlen in Probestelle 2 und 3 beträgt. Vor allem die Abundanz der Elritze scheint durch die Anwesenheit anderer, teils fakultativ piscivorer Arten negativ beeinflusst zu werden. Es ist davon auszugehen, dass, wenn das in Probestelle 1 beobachtete Artenspektrum über einen längeren Zeitraum stabil bliebe, auch die Abundanz der benthivoren Arten Groppe und Schmerle beeinflusst würde. Insbesondere bei einem stabilen Vorkommen der Barbe als fakultativ piscivorem Prädator dürfte sich der Prädationsdruck auf die beiden bodenlebenden Kleinfischarten erhöhen. Durch die räumlich-zeitliche Einnischung der Groppe (Überlappung der juvenilen Stadien mit den Nahrungsgründen der Barbe sowie der adulten Stadien mit Jungfischhabitaten von Salmoniden u.a. Kieslaichern) könnten positive Nebenwirkungen einer natürlichen Bestandsreduktion durch Prädatoren gegebenenfalls bessere Aufwuchswahrscheinlichkeiten von Kieslaichern, wie Atlantischem Lachs und Forelle, sein (vgl. KRAU 2011). Ebenso könnte ein niedrigerer Fraßdruck durch die benthivoren Arten Groppe und Schmerle auf das Makrozoobenthos zu geänderten Aktivitäts- und Fraßmustern führen, die dem extremen Algenwachstum entgegenwirken (vgl. WINKELMANN et al. 2011). 15

16 2.2 Fischbestand Frühsommer 2013 Zum Vergleich mit den Vorjahreswerten und als Datenerhebung für den überarbeiteten Platten-Fraßversuch im Juni/Juli 2013 (siehe Kap ) wurden am und erneut Bestandserhebungen im Bereich Stein-Wingert (Probestrecke 1) sowie Ehrlich (Probestrecke 3) durchgeführt. Die abgefischten Strecken betrugen dabei im Gegensatz zum Vorjahr (1000 m) 500 m. Dabei wurden jeweils die oberen 500 m Strecke der Vorjahresstrecken befischt, sodass die Endpunkte identisch waren. Die Bestände wurden auf 1000 m hochgerechnet. Im Vorfeld der Befischungen gab es niederschlagsbedingt mehrere Hochwasserereignisse (siehe Abbildung 10), deren Auswirkungen auf die vor Ort festgestellten Arten- und Individuenanzahlen unklar sind. Abbildung 10: Wasserstand Pegel Heimborn, Quelle: LUWG RLP 16

17 2.2.1 Großfische Für die quantitative Fischbestandserfassung der größeren Arten wurden am insgesamt je 500 m in den Probestrecken 1 und 3 in bzw. nahe bei Stein-Wingert befischt (siehe Kapitel 2.1.1). Die Ergebnisse wurden auf 1000 m hochgerechnet, um die Vergleichbarkeit zu den 2012 erhobenen Daten zu gewährleisten. Die Teamgröße bestand jeweils aus drei Fängern (3x BRETSCHNEIDER EFGI 650), drei Beifängern, sowie mehreren Helfern für Markierung, Vermessung und Datenaufnahme. Je Probestrecke wurden zwei Durchgänge durchgeführt. Die Datenaufnahme und Auswertung erfolgte analog zu den im Herbst 2012 durchgeführten Befischungen (siehe Kapitel 2.1.1). Der errechnete Gesamtbestand je Art und Probestrecke ist in Abbildung 11 dargestellt. Abbildung 12 zeigt die prozentualen Unterschiede zu den Ergebnissen der Befischungen im Herbst Gesamtartenzahl und die Summe aller Individuen ab 15 cm Totallänge je Probestelle sowie Längenfrequenzdiagramme des ersten Befischungsdurchganges für häufigere Arten sind auf den Seiten 19 bis 22 dargestellt. Abbildung 11: Errechnete Gesamtbestände von Individuen 15 cm TL je Art und Probestrecke (ohne Groppe, Schmerle und Elritze). 17

18 Abbildung 12: Prozentuale Unterschiede der Bestandserfassungen 2012 und

19 Abbildung 13: Anzahl sämtlicher in den Probestrecken festgestellter Arten (a). Die Individuenzahl (b) enthält die durch Fang-Wiederfang errechnete Anzahl der Individuen ab 15 cm TL der häufigeren Fischarten Nase, Döbel, Hasel, Rotauge, Forelle, Barbe und Ukelei, bei denen durch Markierungen auf den Gesamtbestand geschlossen werden konnte. Nicht berücksichtigt wurden Aal, Äsche, Gründling, Lachs, Schneider sowie die Kleinfischarten Elritze, Groppe und Schmerle. 19

20 Anzahl (Stein-Wingert) Stein-Wingert Ehrlich Nase Anzahl (Ehrlich) Totallänge [cm] 0 2 Stein-Wingert Döbel Anzahl 1 Ehrlich Totallänge [cm] 2 Stein-Wingert Barbe Anzahl 1 Ehrlich Totallänge [cm] Abbildung 14: Längenfrequenz Nase, Döbel und Barbe in den zwei befischten Probestrecken. Für die Nase ist die Anzahl der Individuen in der Probestelle Stein-Wingert der Primärachse, für die Probestrecke Ehrlich der Sekundärachse zu entnehmen. 20

21 5 4 Hasel Anzahl 3 2 Stein-Wingert Ehrlich Totallänge [cm] Anzahl Forelle Stein-Wingert Ehrlich Totallänge [cm] 2 Stein-Wingert Ukelei Anzahl 1 Ehrlich Totallänge [cm] Abbildung 15:Längenfrequenz Hasel, Forelle und Ukelei in den zwei befischten Probestrecken 21

22 2 Stein-Wingert Rotauge Anzahl 1 Ehrlich Totallänge [cm] Abbildung 16: Längenfrequenz Rotauge in den zwei befischten Probestrecken Kleinfische Für die quantitative Fischbestandserfassung der Kleinfischarten wurden innerhalb der zwei im Juni 2013 befischten Probestrecken jeweils zwei repräsentative Rauschen ausgewählt (Länge je 30 m) und am mittels Removal-Methode befischt. Die Befischungen wurden mit zwei Teams, bestehend aus jeweils zwei Fängern (2x BRETSCHNEIDER EFGI 650), drei Beifängern sowie Protokollanten, durchgeführt. Die weitere Vorgehensweise bei Datenaufnahme und Auswertung wurde analog zu den Befischungen im Herbst 2012 beibehalten (siehe Kapitel 2.1.2). Die Ergebnisse für Groppe, Elritze und Schmerle sind auf den folgenden Seiten dargestellt (Abbildung 17 bis Abbildung 20). Analog zu den Befischungen 2012 schwankt die Aussagekraft der Ergebnisse je nach Fischart stark (siehe Kapitel 2.1.2). Die Kleinfischdichte in der Probestrecke Stein-Wingert scheint durch große Elritzenfänge überdurchschnittlich hoch. 22

23 Abbildung 17: Errechnete Gesamtzahl (in Klammern) Groppe in den Probestellen 1: Stein-Wingert (503) und 3: Ehrlich (---). Abbildung 18: Errechnete Gesamtzahl (in Klammern) Elritze in den Probestellen 1: Stein-Wingert (4141) und 3: Ehrlich (770). Abbildung 19: Errechnete Gesamtzahl (in Klammern) Schmerle in den Probestellen 1: Stein-Wingert 892) und 3: Ehrlich (740). 23

24 Abbildung 20: Errechnete Gesamtzahl (in Klammern) aller Kleinfischarten (Groppe, Elritze, Schmerle) in den Probestellen 1: Stein-Wingert (3610) und 3: Ehrlich (2229). Mittlere Längen Kleinfische 4 Probestellen Juni 2013 (n=2003) Abbildung 21: Mittlere Längen je Befischungsdurchgang (unten) und je Rausche innerhalb der Probestrecken (rechts) Mittlere Längen Kleinfische Befischungsdurchgänge Juni 2013 (n=2003) Befischungsdurchgang 24

25 Abbildung 22: Über alle vier Probestrecken und drei Durchgänge gepoolte Totallängen der drei Kleinfischarten Elritze, Groppe und Schmerle 25

26 Beim Poolen sämtlicher Fänge je Durchgang (Abbildung 20) zeigt sich, dass die Anzahl gefangener Elritzen das Ergebnis stark beeinflusst. Jahreszeitlich bedingt sammelten sich die Elritzen zum Befischungszeitpunkt bereits in Laichschwärmen und waren daher in den Probestellen (Überschneidung des beprobten Habitats mit bevorzugtem Laichareal der Elritze) wahrscheinlich überdurchschnittlich repräsentiert. Die Bestände der Schmerle bewegen sich in beiden Probestrecken auf ungefähr demselben Niveau. Ein Vergleich der Befischungen 2012 und 2013 ist aufgrund der nicht interpretierbaren Ergebnisse 2012 nicht möglich. Die Groppe scheint im Vergleich zu den Befischungen im Herbst 2012 in ihren Beständen in Stein-Wingert leicht rückgängig zu sein, was auch dem subjektiven Eindruck der Fänger während den Befischungen entspricht. Vergleicht man die absoluten Fangzahlen beider Jahre, so ist hierbei die Verdoppelung der befischten Strecke von 30 m in 2012 auf insgesamt 60 m 2013 zu beachten. Interessant sind auch die in beiden Unterproben festgestellten erhöhten Fangmengen der Groppe in Durchgang 2 in der Probestrecke Ehrlich. Die Ursachen hierfür könnten einerseits methodisch bedingt sein (bessere Fangwahrscheinlichkeit der Groppe im 2. Durchgang) bzw. mit der Sonneneinstrahlung (sonnig / wolkig) zusammenhängen. Dieser Umstand bedarf weiterer Untersuchungen. Die mittlere Länge der gefangenen Groppen scheint mit der vor Ort festgestellten Substratgröße zu korrelieren (Abbildung 21). Interessant ist der hohe Wert der mittleren Schmerlen-Länge unterhalb der Kläranlage Ehrlich, der deutlich über den in den anderen Rauschen festgestellten Werten liegt. Die gepoolten Totallängen sind Abbildung 22 zu entnehmen. 26

27 2.3 Beweidung und Algenaufkommen Versuch 1: Beweidung auf Normplatten mit und ohne Strom Frühjahr 2012 Um den Einfluss des Bestands von Großfischen (insbesondere der Nase durch direkte Beweidung von Aufwuchsalgen auf der Sedimentoberfläche) auf das Algenwachstum zu quantifizieren, wurde von April bis Juni 2012 in der Nister oberhalb Stein-Wingert der Bestand an Großfischen festgestellt und insgesamt 24 Normplatten (Beton, 40 x 40 cm) mit Stromversorgung ausgebracht. Für die Bestandserhebung der Großfische wurden am zwei Befischungsdurchgänge mit je zwei Elektrofischern (Geräte: BRETSCHNEIDER EFGI 650) und zwei Beifängern durchgeführt. Während des ersten Durchganges wurden dabei Fische >15 cm mittels Panjet markiert. Während des zweiten Befischungsdurchganges wurde der Anteil markierter Fische notiert. Der Gesamtbestand von Döbel und Nase wurde daraufhin mittels Fang-Wiederfang Methode (Mark-recapture, CHAPMAN 1951) errechnet (siehe Kapitel 2.1). Die darauf basierenden Gesamtbestände sind Tabelle 1 zu entnehmen. Die Längenfrequenzen sind in Abbildung 23 dargestellt. Tabelle 1: Gefangene Individuen und daraus errechneter Gesamtbestand der Probestrecke Stein-Wingert. 27

28 Abbildung 23: Längenfrequenzen Nase (oben) und Döbel (unten) 15 cm des 1. und 2. Durchgangs. Anschließend wurden insgesamt 24 Normplatten in der Versuchsstrecke ausgebracht (siehe Abbildung 24). Auf insgesamt 20 der 24 Platten wurden PVC-Ringe mit Kupferdraht fixiert. Die Platten wurden Ende April 2012 in der Nister ausgelegt; die Hälfte der Platten wurde während des Versuchszeitraums mittels Weidezaungeräten unter Strom gestellt (Schema siehe Abbildung 25), um sie von der Beweidung durch Nasen und Döbel auszuschließen. Der Strom wurde am angestellt und mit Beendigung des Versuches am abgestellt. Durch versuchsbedingte Umstände konnte jedoch nicht überprüft werden, ob sämtliche Platten über den gesamten Versuchsverlauf korrekt am Stromnetz angeschlossen waren. 28

29 Abbildung 24: Versuchsstrecke mit Normplatten und installierter Verkabelung (Foto: M. FETTHAUER / Arge Nister). Abbildung 25: Schematischer Versuchsaufbau. 29

30 Am wurde Algenaufwuchs der Platten 1 bis 15 und 20 mittels Bürsten von den Platten abgebürstet und in einer Wanne abgespült. Die so erhaltene Suspension wurde in Flaschen überführt. Die Platten 16 bis 19 wurden für evtl. Makrozoobenthosanalysen verwendet und nicht analysiert. Die Proben wurden am in der Universität Koblenz aufgearbeitet. Für die folgende Ermittlung des Glühverlusts wurden jeweils 100 ml der resuspendierten Proben in Tubes eingefroren. Die Auswertung erfolgte am 04. und Die Proben wurden über Nacht bei ca. 100 C getrocknet, gewogen und anschließend 45 Minuten bei 200 C und 4 Stunden bei 500 C gemuffelt. Der nach dem erneuten Wiegen ermittelte Glühverlust wurde in Relation zur Platte gesetzt. Die Ergebnisse der statistischen Analyse weisen keinen Trend auf (p = 0,86; Abbildung 26). Tabelle 2: Statistische Auswertung der gemessenen Glühverluste ONEWAY ANOVA Glühverlust Platte Mittel der Quadrate F Signifikanz Quadratsumme df Zwischen den Gruppen 0, ,002 0,03 0,86 Innerhalb der Gruppen 0, ,059 Gesamt 0, Abbildung 26: Boxplot des Glühverlusts der Platten ohne (0) und mit (1) Strom. 30

31 Trotz des nicht signifikanten Ergebnisses ließen sich konkrete Beweidungsspuren an nicht unter Strom gestellten Platten erkennen, unter Strom gestellte Platten hingegen wiesen teilweise starken Bewuchs auf (siehe Abbildung 27). Dies verdeutlicht die grundsätzliche Eignung des Versuchsaufbaus. Für eine erfolgreiche Beweiskette müssen allerdings einige Probleme des durchgeführten Versuchs diskutiert werden. Abbildung 27: Platte 16 (oben links) und Platte 24 (unten links) mit deutlichen Beweidungsspuren (beide Platten ohne Strom). Platte 13 (oben rechts) und Platte 7 (unten rechts) mit starkem Bewuchs (beide Platten mit Strom, Fotos: F. KRAU). In erster Linie war der Bestand an Döbeln und Nasen in Relation zu der zur Nahrungsaufnahme zur Verfügung stehenden Fläche wohl (deutlich) zu gering, sodass nur wenige Individuen die ausgelegten Platten abweideten. Ebenfalls zu gering scheint der Stichprobenumfang mit 16 ausgewerteten Platten. Der Einfluss des auf die Platten aufgesetzten PVC-Ringes auf Strömung und Lichtversorgung der Platten sowie das Verhalten der Nasen ist unklar. Die Beweidung einzelner Platten scheint jedoch zu zeigen, dass der Einfluss auf das Verhalten als gering einzustufen ist (Abbildung 27 oben). Es ist dennoch zu überprüfen, inwiefern der Ausschluss einzelner Platten von der Beweidung durch herbivore Fischarten durch anderweitig konstruierte Exclosures zu realisieren wäre (Netze, andere Abtrennungen, etc.), um die relativ anfällige Stromversorgung zu ersetzen, bzw. die Funktion letzterer überprüfen und gewährleisten zu können. 31

32 Des Weiteren könnte der für den Versuch gewählte Zeitraum zu gering bemessen gewesen sein. Deutliche Effekte treten evtl. erst in längeren Versuchsverläufen hervor (siehe Kapitel 2.2.2). Im Gegenzug können bei zu geringer Fischdichte deutliche Effekte jedoch in längeren Versuchszeiträumen schnell von erneutem Algenwachstum überlagert werden (Abbildung 28). Abbildung 28: Platte 12 (ohne Strom) zwei Tage nach Versuchsbeginn (oben). Nach Versuchsende (unten) waren die Fraßspuren nur noch bedingt nachweisbar. Dies verdeutlicht, dass der Beweidungseffekt bei zu niedrigem Beweidungsdruck (geringer Gesamtbestand an Nasen) vom erneuten Algenwachstum relativ schnell überlagert werden kann (Fotos: M. FETTHAUER / Arge Nister). 32

33 Vor dem Hintergrund der aktuell (extrem) erhöhten Bestände im Ortsbereich Stein-Wingert (siehe Kapitel 2.1) wurde eine Wiederholung des (überarbeiteten) Versuchs im folgenden Frühjahr vorgenommen (die Auswertung noch offener Komponenten des durchgeführten Versuchs wurde hingegen aufgrund der nicht vorhandenen Aussagekraft als nicht sinnvoll erachtet) Versuch 2: Beweidung auf Normplatten mit und ohne Strom Frühjahr 2013 Die Durchführung und die Ergebnisse der Fischbestandserhebung in den Probestrecken oberhalb Stein-Wingert und Ehrlich wurden bereits in Kap. 2.2 dargestellt. In Tabelle 3 und Abbildung 29 bzw. Abbildung 30 werden die wichtigsten Ergebnisse (Bestände, Längenfrequenz der wichtigen (teil)herbivoren Arten Nase und Döbel sowie Rotauge, Hasel und Forelle) noch einmal zusammengefasst. Tabelle 3: Gefangene Individuen und daraus errechneter Gesamtbestand der befischten 500 m der Probestrecke (Hochrechnung auf 1000 m Strecke sowie Vergleich mit der Befischung 2012 siehe Kapitel 2.2.1) Der Aufbau der stromführenden Platten wurde im Vergleich zur Untersuchung im Frühjahr 2012 geändert, da eine zu geringe Abschreckungswirkung der stromführenden Platten als eine Fehlerquelle ausgeschlossen werden sollte. Dazu wurden zwei Aluminiumschienen an den gegenüberliegenden Plattenrändern angebracht und mit Strom versorgt (Abbildung 31). In einem Vorversuch in einer Fließrinne der Universität Koblenz-Landau (März 2013, Abbildung 32) wurde die Funktionsfähigkeit der Plattenkonstruktion getestet. In der mit Nisterwasser gefüllten Rinne wurde die Platte über ein Weidezaungerät mit einer Autobatterie verbunden. So wurde alle 1,22 Sekunden ein Stromimpuls mit einer Dauer von 2,04 Millisekunden erzeugt, der unter den gegebenen Bedingungen (Leitfähigkeit 347 µs/cm, Anschluss von 3 Plattenäquivalenten) eine elektrische Spannung von 171 V und eine Stromstärke von 3,41 A aufwies. Diese Konstruktion führte zu einem effektiven Verscheuchen der Nasen (4 Stück, Größe cm) von der Platte. Während eines 24 h dauernden Versuchs kam es bei einer Kontrollplatte ohne Strom, aber mit Futter, zu 86 Kontakten mit einer Gesamtdauer von 45:27 Minuten. Für die Platte mit Strom und Futter konnten demgegenüber leidglich 5 Kontakte mit einer Gesamtdauer von 1:41 Minuten 33

34 beobachtet werden. Während der Kontakte war ein deutliches Schreck- und Ausweichverhalten der Fische zu beobachten. Die veränderte Konstruktion der Platten wird demnach als geeignet angesehen, eine Beweidung durch Nasen effektiv auszuschließen. Abbildung 29: Längenfrequenzen Döbel, Nase und Hasel 34

35 Abbildung 30: Längenfrequenzen Rotauge, Forelle Abbildung 31: Konstruktionsweise der im Versuch 2013 verwendeten Normplatten Abbildung 32: Experimenteller Aufbau der Vorversuche in der Fließrinne der Universität Koblenz-Landau. 35

36 Analog zum Versuch in 2012 wurden am 17. Mai 2013 oberhalb Stein-Wingert 18 Normplatten ausgebracht, von denen 9 Stück vom 8. bis zum 25. Juni mit Strom versorgt wurden. Nach Ablauf des Versuches wurden alle Platten aus dem Gewässer geborgen und der Algenbewuchs entfernt. Je zwei Teilproben pro Platte (10 ml) wurde zur Bestimmung des Kohlenstoffgehaltes vermuffelt (3 h bei 500 C) und gewogen. Weitere 3 Teilproben je Platte (2 ml) wurden zur Bestimmung der Chlorophyll a-konzentration verwendet. Diese Proben wurden zentrifugiert, in 1,5 ml gepuffertem Ethanol homogenisiert und 3 h extrahiert. Anschließend wurde die Absorption bei 665 nm gemessen. Während das aschefreie Trockengewicht des Plattenaufwuchses keinen Unterschied erkennen lässt (t-test, p = 0,19; n = 9), unterscheidet sich die Chlorophyll a Konzentration signifikant zwischen Platten mit und ohne Fischausschluss (t-test, p = 0,01; n = 9, Abbildung 33). Abbildung 33: Boxplots der aschefreien Trockenmasse und der Chlorophyll a Konzentration auf den Normplatten mit und ohne Strom. Boxen:25/75%, Linie: Median, Whiskers: 5/95%, Stern markiert signifikante Unterschiede. Es ist allerdings festzustellen, dass entgegen den ursprünglichen Erwartungen die Platten mit Fischfraßdruck (ohne Strom) sogar eine höhere Chlorophyll a-konzentration zeigten als die Platten mit Strom. Die Scheuchwirkung der elektrifizierten Platten konnte sowohl im Labor als auch durch Beobachtungen im Freiland zweifelsfrei nachgewiesen werden. Als Ursache kann vermutet werden, dass das Verscheuchen der benthivoren Kleinfische auf den bestromten Platten zu einer indirekten Förderung benthischer invertebrater Grazer geführt haben könnte, die dann wiederrum die Algenbiomasse signifikant reduzierten. Die benthische Besiedlung auf den Platten wurde bei Versuchsende beprobt. Erste Daten der Benthosanalyse werden in Kürze erwartet. Es kann also noch nicht abschließend geklärt werden, ob der gesteigerte Fraßdruck durch invertebrate Grazer verursacht wurde. 36

37 Allerdings zeigt der Versuch, dass die Dichte der herbivoren Fische in der Nister oberhalb Stein-Wingert momentan nicht ausreicht, um die Algenbiomasse auf dem Substrat zu reduzieren. Dieser Befund ist unerwartet, da die Nasendichte im Frühling 2013 deutlich höher war als im Frühling 2012 (Tab. 1 & 3) und auf den unbestromten Platten teilweise deutliche Fraßspuren zu erkennen waren. Eine weitere Steigerung des Bestandes herbivorer Fische (Nasen, Döbel) ist also dringend zu empfehlen und der Einfluss der benthivoren Kleinfische auf invertebrate Grazer sollte nicht unterschätzt werden. 37

38 2.3.3 Versuch 3: Algenbeprobung mit Normplatten bei unterschiedlicher Fischdichte An zwei vergleichbar strukturierten Probestellen bei Stein-Wingert (P1 und P2) wurden am durch Herrn Manfred FETTHAUER (ARGE Nister) jeweils 4 Normplatten in der Nister eingebracht. Hiermit sollte der Bewuchs über einen längeren Zeitraum aufgezeichnet werden. Die Lokalitäten wiesen eine ähnliche Gewässertiefe, Strömung und Beschattung auf. Die eingesetzten Normplatten bestanden aus Beton und maßen 40 x 40 cm. An Probestelle P1 wurde der Messpunkt / aufgenommen, an P2 der Messpunkt / Hinsichtlich der Besiedlung durch Fische wiesen die beiden Probestellen gemäß Beobachtung folgende Unterschiede auf: P1: kein Nasenbestand mehr vorhanden, kaum größere Fische zu beobachten; P2: rund 40% des ehemaligen Nasenbestandes vorhanden, außerdem Besiedlung durch Döbel (Referenz: Mitte 1990er Jahre, vgl. Schneider, 1998). Die Betonplatten wurden über ein Jahr bis zum Kontrolltag nicht bewegt. Am Tag der Probennahme wurde jeweils eine Platte entnommen. Der Bewuchs wurde vollständig abgewaschen und in ein genormtes Gefäß überführt. Die Probennahme erfolgte rund 10 Tage nach der letzten Algenblüte bei Niedrigwasser und einer Wassertemperatur von 23 C sowie einem ph-wert um 9,0. Nach einem Tag Lagerung hatten sich in den beiden Gefäßen die Algen abgesetzt (Abbildung 34). Dabei zeigte sich, dass der Algenaufwuchs auf der Normplatte, die an der von Nasen besiedelten Strecke P2 ausgebracht wurde, nur rund 40% der Algenbiomasse der Normplatte aus P2 (kein Nasenbestand) ausmachte. Der geringere Anteil Algenbiomasse bei P2 lässt sich - auch gemäß direkter Beobachtungen - insbesondere auf die Grazer-Aktivität der in dieser Strecke siedelnden Nasen zurückführen. 38

39 3. Interpretation und Empfehlungen 3.1 Befischungen und Untersuchungen 2012 Die vorliegende Studie belegt deutliche Unterschiede sowohl hinsichtlich der Artenanzahl als auch bei der Individuendichte zwischen den drei untersuchten Probestrecken. Die höchste Individuendichte (> 15 cm) wurde dabei in Probestrecke 1 (Ortslage Stein-Wingert, geringer Fraßdruck durch Kormoran) festgestellt. Sie liegt mehr als 3x (Probestrecke 2 Unterhalb Furt bis Fischzuchtanlage), bzw. knapp 23x (Probestrecke 3 Ehrlich) über den errechneten Dichten der anderen Probestrecken. Parallel zur niedrigsten Individuendichte wurde in Probestrecke 3 auch die geringste Artenvielfalt festgestellt. Die niedrige Großfischdichte und damit u.a. geringe Häufigkeit von fakultativen Piscivoren korreliert mit einer erhöhten Individuendichte bei den Kleinfischen, die fast zweifach über der in Probestelle 1 festgestellten Dichte liegt. Da die Strecken in ihrer strukturellen Ausprägung größtenteils ähnlich sind, ist die Ursache für die beobachteten Unterschiede an anderer Stelle zu suchen. Durch ihre geographische Lage sind die Probestrecken in unterschiedlicher Stärke dem Einfluss (Jagddruck) des Kormorans unterlegen. Während Probestrecke 1 durch ihre Ortslage in Stein-Wingert und intensiver Vergrämung einen relativ geringen Fraßdruck aufweist, kann der Kormoran in der abgeschieden gelegenen Probestrecke 3 ohne anthropogene Störungen jagen. Das obere Ende der Probestrecke 2 liegt ebenfalls in Stein- Wingert; hier wurden die meisten Individuen und Arten für diese Probestrecke registriert. Der Jagddruck in den abgelegeneren Gebieten drückt sich durch ein Fehlen oder in extremen Bestandsreduktionen der von Kormoranen bevorzugten Arten wie bspw. Nase, Rotauge, Hasel, Döbel und Schneider aus. Die festgestellten Längenverteilungen (vgl. Kapitel 2.1.1) zeigen zudem, dass vor allem die mittleren Längenklassen der Arten betroffen sind. Individuen, die aufgrund ihrer Größe weniger in das Beutespektrum des Kormorans fallen, sind häufiger vertreten. Besonders deutlich wird dieser Umstand bei der Nase, die nur in Probestelle 1 mit einer durchgehenden Altersklassenverteilung nachgewiesen werden konnte. Neben den Fischbestandserfassungen zeigen die Beweidungsversuche, dass die Nase einen deutlichen Einfluss auf die Biomasseentwicklung von Aufwuchsalgen haben kann. Wahrscheinlich in Folge zu geringer Individuendichten während des Versuchszeitraums 39

40 ließen sich jedoch keine signifikanten Ergebnisse erbringen. Der anhand weiterer Einzelergebnisse festgestellte Trend ist jedoch eindeutig (vgl. Kapitel 2.2.2). Der festgestellte Einfluss der Nase und anderer Fischarten auf die Biomasseentwicklung der Aufwuchsalgen sollte über ein an die dargestellten Erfahrungen angepasstes Versuchsdesign erneut untersucht und dokumentiert werden. Die Unterschiede der festgestellten Großfischdichten zwischen der Erfassung im Rahmen des Beweidungsversuchs im Mai 2012 sowie der kürzlich durchgeführten Erfassung im September 2012 zeigen, wie dynamisch die zeitlich-räumliche Verteilung der Fische entlang des Gewässerverlaufs sowohl auf Art- als auch Individualniveau ist. Die (lokal) verzeichnete Bestandserholung (teils fakultativ) herbivorer Fischarten bei Stein-Wingert dürfte zu deutlich stärkeren Effekten führen, als dies im Frühjahr 2012 der Fall war. Voraussetzung ist jedoch, dass der verbliebene Fischbestand im Winter effektiv vor der Bejagung durch Kormorane geschützt werden kann. Dieser Schutz darf dabei nicht lokal beschränkt, sondern muss - bedingt durch die hohe Dynamik - flächendeckend gewährleistet sein. 3.2 Befischungen und Untersuchungen 2013 Die während der Befischungen im Juni 2013 erhaltenen Erkenntnisse ergänzen und stützen das 2012 festgestellte Gesamtbild. So zeigt die Probestrecke Stein-Wingert weiterhin eine höhere Artenzahl und Gesamtindividuendichte größerer Fischarten. Aufgrund der zum Befischungszeitpunkt vorherrschenden höheren Abflüsse, der Hochwasserereignisse im Vorfeld und des ungewöhnlich langen und kalten Winters sind die Ergebnisse jedoch mit Vorbehalt zu interpretieren. Zusätzlich könnte die versuchsbedingte Reduzierung der befischten Strecken von 1000 m (2012) auf 500 m (2013) und die damit verbundene Hochrechnung zu einer Unterschätzung der Größe einzelner Bestände geführt haben. Dies scheinen Sichtungen von großen Schwärmen weidender Nasen in der Strecke Stein-Wingert in der auf die Befischungen folgenden Woche zu belegen (M. Fetthauer, mdl. Mitteilung). Hier schienen auch Größenklassen in größerer Zahl vertreten zu sein, die in den Befischungen unterrepräsentiert auftraten (< 20 cm). Dennoch zeigt der im Frühjahr durchgeführte Fraßversuch (siehe Kapitel 2.3.2), dass der vorhandene Fischbestand weiterhin nachhaltig gefördert und unterstützt werden muss, um eine langfristige Abstellung der festgestellten Defizite zu erreichen. Die erhaltenen Ergebnisse erfordern dabei weitere Untersuchungen, um die genauen Zusammenhänge klären zu können. 40

41 3.3 Weitere zentrale Fragestellungen und Versuchsschritte - Welchen quantitativen Einfluss hat die Nase (und andere fakultativ herbivore Fischarten) auf die Biomasse benthischer Algen in der Nister? - Hat die erhöhte Individuendichte von Großfischen einen nachhaltigen Einfluss auf die Abundanz (benthivorer) Kleinfische? - Hat auch die Dichte benthivorer Kleinfische einen direkten oder indirekten Einfluss auf die Biomasse benthischer Algen in der Nister? - Welchen quantitativen und qualitativen Einfluss hat die hohe Dichte benthivorer Kleinfische auf die Aktivität und Zusammensetzung des Makrozoobenthos in der Nister (z.b. Fraßdruck auf wirbellose Grazer)? 41

42 Zitierte und verwendete Literatur BENNDORF, J., & N. KAMJUNKE (2005): Anwenderrichtlinie Biomanipulation am Beispiel der Talsperre Bauzen. Sächsisches Landesamt für Umwelt und Geologie. BOHLIN, T. (1982): The validity of the removal method for small populations consequences for electrofishing practice. Institute of Freshwater Research Drottningholm Report 60: BRANDT, A. et al. (2007): First insights into the biodiversity & biogeography of the Southern Ocean deep sea. Nature 447: BURIA, L., R. ALBARINO, V. D. VILLANUEVA, B. MODENUTTI, & E. BALSEIRO (2010): Does predation by the introduced rainbow trout cascade down to detritus and algae in a forested small stream in Patagonia? Hydrobiologia 651: CARPENTER, S. R. (1990): Large -scale perturbations: opportunities for innovation. Ecology 71: Eutrophication of aquatic ecosystems: Bistability and soil phosphorus. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 102: CHAPMAN, D.G. (1951): Some properties of the hypergeometric distribution with applications to zoological sample censuses. University of California Press (7). CHRISTOFFELS, E., W. SCHARF, & D. BARION (2011): Eutrophierung der Fließgewässer und Europäische Wasserrahmenrichtlinie. Korrespondenz Wasserwirtschaft 11: DIGEL, C., J. O. RIEDE, & U. BROSE (2011): Body sizes, cumulative and allometric degree distributions across natural food webs. Oikos 120: GOECKE, C., & D. JANUSSEN (2011): ANT XXIV/2 (SYSTCO) Hexactinellida (Porifera) and bathymetric traits of Antarctic glass sponges (incorporating ANDEEP-material); including an emendation of the rediscovered genus Lonchiphora. Deep-Sea Research Part II-Topical Studies in Oceanography 58: HANSSON, L. A. et al. (1998): Biomanipulation as an application of food-chain theory: Constraints, synthesis, and recommendations for temperate lakes. Ecosystems 1: HELLMANN, C., C. WINKELMANN, S. WORISCHKA, & J. BENNDORF (2011): Extended larval development compensates for sublethal effects of fish predation in a mayfly population (Rhithrogena semicolorata, Ephemeroptera). Limnologica 41: HENKEL, D., & D. JANUSSEN (2011): Redescription and new records of Celtodoryx ciocalyptoides (Demospongiae: Poecilosclerida) - a sponge invader in the north east Atlantic Ocean of Asian origin? Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom 91: HÜBNER, D. (2003): Die Ablaich- und Interstitialphase der Äsche (Thymallus thymallus L.) Grundlagen und Auswirkungen anthropogener Belastungen - Dissertation Universität Marburg. HÜBNER, D., D. BORCHARDT, & J. FISCHER (2009): Cascading effects of eutrophication on intragravel life stages of European Grayling (Thymallus thymallus L.). Archiv Hydrobiologie, The ecology of the hyporheic zone of running waters. Patterns, processes and bottleneck functions:

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44 Anlage I: Lage der Probestrecken 44