Möglichkeiten und Grenzen des Fischbestandsmanagements in Kleingewässern

1 Einleitung

Das Vorkommen von Fischen in Kleingewässern wird zwischen Fischerei und Naturschutz seit langem intensiv diskutiert. Historisch bedingt ist dieser Konflikt sicher auch durch die Bedeutung der Fische als Nahrungsmittel hervorgerufen. Nach neuerer Auffassung erstreckt sich der Anspruch der fischereilichen Bewirtschaftung allerdings nicht mehr bis in die für den Artenschutz besonders relevanten Kleingewässer. Auf Seiten des Artenschutzes werden vielfach die negativen Auswirkungen des Fischbesatzes hervorgehoben.

Haben sich Fische in Kleingewässern erst einmal etabliert, sind sie oft nur schwierig wieder zu entfernen. Ziel des vorliegenden Beitrags, der auf einer Literaturanalyse und eigenen Erfahrungen fußt, ist es daher, die vorhandenen Grundlagen kurz darzustellen und einen Beitrag aus der Praxis für die Praxis zu liefern, wie mit dem Auftreten von Fischen in artenschützerisch relevanten Kleingewässern umgegangen werden kann, und zwar in Hinblick

• auf beachtenswerte strategische Überlegungen bei der Neuanlage von Kleingewässern;
• die anwendbaren Methoden zum Fischbestandsmanagement und
• insbesondere in Hinblick auf die Grenzen der Effizienz verschiedener Methoden zur Fischentfernung.

2 Grundlagen

2.1 Bedeutung von Kleingewässern für den Artenschutz

Kleingewässer stellen für viele Tier- und Pflanzenarten wichtige Lebensräume dar. Diese Funktion der Gewässer ist seit langem bekannt und hat – nicht zuletzt aufgrund großflächiger Verluste – zu vielfältigen Schutzbemühungen und -vorschriften geführt. So kann u.a. der gesetzliche Biotopschutz z.B. über die Ausweisung als Geschützte Landschaftsbestandteile nach § 29 Bundesnaturschutzgesetz (BNatschG vom 29.07.2009) bzw. nachgeordneter Ländergesetze einen Schutz dieser Biotope sicherstellen. Die Lebensgemeinschaften sind vielfältig. Abgesehen von weniger populären Tiergruppen verschiedener Wirbelloser ist die Bedeutung von Kleingewässern z.B. für Libellen und Amphibien allgemein bekannt (z.B.Glandt2006). Dieser Umstand gestattet es, den Schutzgedanken für die Biotope und Arten auch in der Öffentlichkeit zu vertreten – ein Vorteil, der nicht bei jedem Lebensraumtyp so offenbar ist. Neben den nachfolgend eingehender behandelten Fischen gehören Amphibien, Libellen und u.U. auch weitere Wirbellose insofern auch zu den Indikatororganismen, die bei Eingriffsplanungen erfasst werden sollten, sofern solche Gewässer betroffen sind (vgl. u.a.Plachteret al. 2003).

Schutzprojekte bedienen sich regelmäßig verschiedener stenotoper Arten aus diesen Tiergruppen als Zielarten bzw. Artenschutzprojekte werden gezielt wegen dieser Artengruppen initiiert (z.B. das Projekt Life-Amphikult in Niedersachsen, vgl.Richteret al. 2011; European Pond Conservation Network 2016). In diesen werden u.a. nach naturschutzfachlichen Gesichtspunkten optimierte Kleingewässer künstlich angelegt. Auch im Rahmen von Ausgleichs- und Ersatzmaßnahmen werden solche Gewässer häufig hergestellt.

2.2 Auswirkungen von Fischen auf die Fauna in Kleingewässern

Ambivalent ist allerdings die Stellung des amtlichen und ehrenamtlichen Naturschutzes in Bezug auf das mögliche Vorkommen von Fischen in solchen Kleingewässern. So gilt es, die als Schutzziel benannten Arten zu fördern. Das sind in den wenigsten Fällen Fische. Eine Ursache für diese ablehnende Haltung gegenüber Fischbeständen in aus artenschützerischer Sicht relevanten Kleingewässern ist, dass Fische indirekt über Veränderungen der Umweltbedingungen (z.B. der Wassertrübung) oder direkt als Prädatoren auf die Lebensgemeinschaften einwirken und diese verändern können. In Abhängigkeit von der Gewässersituation bzw. -struktur (i.w.S.) und dem Fischbesatz sind dabei in der Literatur vielfältige, überwiegend negative Auswirkungen auf die übrige aquatische Fauna, insbesondere auf Amphibien, aber z.B. auch auf Libellen und andere Wirbellose beschrieben (vgl. z.B.Hecnar & M'Closkey1997, Holbrook & Dorn2016, Laufer2011, Weber & Traunsburger2015, Winkelmannet al. 2011). Dies betrifft Arten- und Individuenzahlen.

Die Gewässerstruktur spielt dabei eine wichtige Rolle: Eine hohe Vegetationsdichte fördert verschiedene Amphibienarten, vermutlich weil die Larven für Fische weniger gut erreichbar sind und sie sich besser verbergen können (u.a.Hartelet al. 2007). Die Auswirkungen sind z.T. artspezifisch: Einerseits können Brut- und Jungfische bis zu einer gewissen Größe (z.B. Karpfenbrut in Fischteichanlagen) nicht nachweisbar bzw. weniger zur Reduktion anderer Artengruppen beitragen, so dass Gewässer wie z.B. Vorstreckteiche für Karpfenbrut wertvolle Lebensräume sein können. Andererseits gelten beispielsweise unter den Amphibien einige Arten (z.B. Erdkröte ( Bufo bufo ) als relativ unempfindlich gegenüber Fischbesatz, während Larven anderer Arten, u.a. des Grasfrosches ( Rana temporaria ), Moorfrosches ( Rana arvalis ) und Laubfrosches ( Hyla arborea ; Abb. 1), einer erheblichen Fischprädation unterliegen (z.B.Brönmark & Edenhamn1994,Leuet al. 2009).

2.3 In Kleingewässern auftretende Fischarten

Kleingewässer können von verschiedenen Fischarten besiedelt werden. In diesem Zusammenhang bemerkenswert ist die Hegeverpflichtung, die in den Fischereigesetzen der Bundesländer festgeschrieben ist: Z.B. ist in § 40 Abs. 1 des Niedersächsischen Fischereigesetzes (Nds. FischG vom 01. Februar 1978) verankert, dass der Fischereiberechtigte bzw. die Fischereigenossenschaft einen der Größe und Art des Gewässers entsprechenden Fischbestand zu erhalten und zu hegen hat. Fischereiberechtigt sind dabei die Flächeneigentümer bzw. deren (Zwangs-) Zusammenschluss (= Fischereigenossenschaft) oder, bei verpachteten Fischereirechten, der oder die entsprechenden Pächter. Allerdings sind in § 40 Abs. 2 Ausnahmen von der Hegeverpflichtung formuliert, die auch regelmäßig durch den Naturschutz genutzt werden: Demnach besteht eine Hegepflicht gem. Abs. 1 u.a. nicht für solche Gewässer, für die aufgrund ihrer Beschaffenheit dem Verpflichteten eine Hege des Fischbestandes nicht zuzumuten ist.

Bei der fischereilichen Bewirtschaftung von Gewässern ist u.a. § 5 Abs. 4 BNatschG zu beachten, in dem es heißt: „Bei der fischereiwirtschaftlichen Nutzung der oberirdischen Gewässer sind diese einschließlich ihrer Uferzonen als Lebensstätten und Lebensräume für heimische Tier- und Pflanzenarten zu erhalten und zu fördern."

Probleme mit Fischbeständen in für den Artenschutz relevanten Kleingewässern treten besonders dann auf, wenn einzelne Fischarten in den Gewässern Massenentwicklungen durchlaufen oder wenn fremdländische Fischarten (Neozoen) oder Zuchtformen (z.B. Karpfen Cyprinus carpio ) ausgesetzt wurden (z.B.Brittonet al. 2010,Glandt1985). Massenentwicklungen sind dabei häufig gerade in fischereilich nicht genutzten bzw. fischereilich unterinteressanten Gewässern zu beobachten. Solche Entwicklungen können bei ganz unterschiedliche Arten auftreten, je nachdem, welche Fischart die häufig konkurrenzfreien Kleingewässer zuerst besiedelt. Neben gefährdeten Arten (z.B. Moderlieschen Leucaspius delineatus , Karausche Carassius carassius ; vgl. Abb. 2) sind es zumeist Massenbestände von Cypriniden wie Rotaugen ( Rutilus rutilus ) oder Rotfedern ( Scardinius erythrophthalmus ) oder auch des Flussbarsches ( Perca fluviatilis ), die zum Problem werden, sofern eigentlich andere Artengruppen (z.B. Amphibien) in dem betreffenden Gewässer geschützt werden sollen.

Weitgehend einhellig negativ bewertet wird das Auftreten invasiver, fremdländischer Fischarten (vgl.Brittonet al. 2011,van der Veer & Nentwig2014). So stellt heute das Aussetzen unliebsam gewordener Bewohner aus Gartenteichen und Aquarien ein großes Problem für Kleingewässer in der freien Landschaft dar (vgl. u.a.Brittonet al. 2011). Vielfach treten typische Fischarten des Gartenteichfachhandels in der freien Landschaft auf: Giebel ( Carassius gibelio , oft fälschlich als „widerstandsfähige" Karauschen verkauft), Goldfische ( Carassius auratus ), Sonnenbarsche ( Lepomis gibbosus ; Abb. 3) und Blaubandbärblinge ( Pseudorasbora parva ) sind einige Beispiele. Diese Arten werden im Fachhandel und Baumärkten günstig angeboten und vermehren sich in Gartenteichen gut und rasch (vgl. auchPatokaet al. 2015). Die häufige auftretende Konsequenz ist, dass Gartenteichbesitzer, der vielen oder zu groß werdenden Fische überdrüssig, die Tiere aus falsch verstandenem Tierschutz oder mit dem Ziel, die ökologische Situation zu verbessern und die Diversität zu bereichern (vgl.Drakeet al. 2014,Knappet al. 2001), in nächstgelegene Gewässer der freien Landschaft aussetzen. Damit liegt nicht nur ein Verstoß z.B. gegen § 44 Niedersächsisches Naturschutzgesetz vor, sondern auch ein völlig falsches Verständnis von ökologischen Zusammenhängen.

Die Nachweise von Fischarten in Stillgewässern korrelieren mit der Entfernung zur nächsten Siedlung, Straße oder zum Fußweg (Clausnitzer2010,Coppet al. 2005). Die anthropogen verursachte Ausbreitung dürfte heute der dominierende Verbreitungsweg für die meisten Fischarten sein. Auf Fischbesatz weist häufig auch die Zusammensetzung der Fischbestände hin (Zuchtformen, Neozoen). In diesem Zusammenhang muss auch erwähnt werden, dass es neben dem befugten oder unbefugten Besatz selbstverständlich auch natürliche Ausbreitungswege von heimischen und nichtheimischen Fischarten gibt. Diese Besiedlungsereignisse treten aber in der Kulturlandschaft mit einer geringeren Wahrscheinlichkeit auf: Beispielsweise die Verschleppung von klebrigem Fischlaich durch Wasservögel und die Besiedlung neuer Gewässer während Überschwemmungs- bzw. Starkregenereignissen wären hier zu nennen (Brandtet al. 2009,Scheffel2007,Schmidtet al. 1991).

3 Methoden des Fischbestandsmanagements in Kleingewässern

3.1 Fischfernhaltung

Schon bei der Anlage von Kleingewässern können die Bedingungen für eine spätere Fischbesiedlung wesentlich beeinflusst werden. Letztendlich sind nur permanent wasserführende Gewässer als dauerhafte Fischlebensräume geeignet. Solche Gewässer weisen, selbst wenn sie prioritär aus Gründen des Amphibienschutzes angelegt wurden, später überwiegend Fischbesatz auf, so dass dauerhaft wasserführende Stillgewässer ohne Fische heute kaum noch in der Landschaft vorhanden sind (vgl. z.B.Clausnitzer2010).

Temporäre Kleingewässer, die aufgrund der allgemeinen Nivellierung von Feuchtlebensräumen in der Kulturlandschaft selten geworden sind, können keine dauerhaften Fischbestände aufweisen. Sie haben aber eine entscheidende Bedeutung z.B. für den Amphibienschutz (Schmidtet al. 2015). Bei solchen Gewässern führen besondere Witterungsverläufe zu einem zyklisch, u.U. im mehrjährigen Abstand wiederkehrenden Austrocknen des Gewässers. Vorstellbar sind zwar zwischenzeitliche natürliche oder anthropogen bedingte Fischbesiedlungen, doch werden diese dann spätestens in Extremsommern mit Austrocknung des Gewässers ausgelöscht. Solche Austrocknungsprozesse spiegeln aus naturschutzfachlicher Sicht zudem auch für andere, evolutionsökologisch an dieses Phänomen angepasste Artengruppen eine durchaus erwünschte natürliche Dynamik wider – ein Standortfaktor, der heute ebenfalls weitgehend verloren gegangen ist (Clausnitzer1985). Bei einsetzendem Fischsterben in solchen Gewässern können allerdings zumindest im Siedlungsbereich Probleme auftreten, gilt es doch, dieses Sterben in der Öffentlichkeit als tolerierte bzw. gewollte Maßnahme des Naturschutzes zu kommunizieren bzw. Fischbergungen vorzunehmen. Auch tendieren Planer dazu, Amphibientümpel lieber etwas größer und tiefer anzulegen, da niemand für austrocknende Gewässer mit absterbenden Fischen oder gar Kaulquappen verantwortlich sein möchte (vgl.Brandtet al. 2009).

Die beste Möglichkeit, um Fische aus Kleingewässern fernzuhalten, liegt somit auf der Hand: Die Gewässer dürfen nicht zu tief sein und müssen je nach örtlichen Gegebenheiten so angelegt sein, dass ein periodisches Austrocknen möglich ist. Auch eine nachträgliche Auffüllung zu tief geratener Gewässer kann erfolgreich sein (Clausnitzer2010). Die Studie vonBarthelmeset al. (1998) gibt Anhaltspunkte auf die Größe von Gewässern, die dauerhafte Fischbesiedlungen begünstigen: Ab 1 000 m²Wasserfläche und einer Tiefe von 0,8 bis 1,0 m traten in den untersuchten Berliner Gewässern Fische zunehmend häufiger auf. Andersherum bedeutet dies: Amphibiengewässer sind „sicherer" vor Fischen, wenn sie diese Abmessungen insbesondere hinsichtlich der Gewässertiefe unterschreiten. Dies liegt nachBarthelmeset al. (1998) u.a. auch an den während der Wintermonate auftretenden kritischen Sauerstoffsituationen.

Sollten periodisch austrocknende Gewässer in einzelnen Jahren aufgrund zu frühen Austrocknens zu Verlusten z.B. der jeweiligen Larvenkohorten einzelner Amphibienarten führen, so wiegt dieser Verlust aus Sicht des Artenschutzes wohl geringer als eine dauerhafte Besiedlung durch Fische und damit fehlende Reproduktion der durch Fischfraß gefährdeten Arten, z.B. Laubfrosch (vgl.Brandt2007, 2013). Amphibien verfügen über verschiedene ökologische Strategien, um solche Verluste von Larvenkohorten zu kompensieren (Schmidtet al. 2015). Negativ zu beurteilen ist in diesem Zusammenhang allerdings die schnelle Verlandung solcher temporären Gewässer, so dass mittelfristig auch die Wertigkeiten der Biotope für andere Organismengruppen wieder verloren gehen können, sofern keine angepasste Gewässerpflege erfolgt.

Eine weitere Möglichkeit der Fischfernhaltung ergibt sich unmittelbar aus den Untersuchungen vonCoppet al. (2005): Gewässerneuanlagen sollten möglichst weit entfernt von Siedlungen oder weit ab bzw. versteckt von Straßen und Wegen in der Landschaft angelegt werden. Auch können zusätzliche Strukturen, wie die Anlage von (Wall-)Hecken oder Gräben zwischen den öffentlich erreichbaren Bereichen und dem Gewässer Unbefugte fernhalten. Nur so kann beispielsweise der illegalen Entsorgung von Gartenteichfischen Einhalt geboten werden. Im Siedlungsbereich bietet sich unter besonderen Bedingungen eine Einzäunung an, um die Gewässer vor unbefugtem Betreten und Fischbesatz zu schützen. In der Praxis dürfte sich dieser Schritt allerdings als nur begrenzt wirksam erweisen.

Kleingewässer können insbesondere in Niederungen auf natürlichem Wege während Überflutungen oder durch angebundene Gräben durch Fische besiedelt werden. Dieser aus fischökologischer Sicht interessante Effekt wird aus Sicht des Artenschutzes oft negativ beurteilt und kann auch periodisch austrocknende Gewässer betreffen. Sie können dann schnell von einer sich stark vermehrenden Fischpopulation besiedelt werden. Die hochwassersichere Anlage von Kleingewässern (z.B. außerhalb von Überschwemmungsgebieten) kann Fischbesiedlungen erschweren. Bei neu angelegten Gewässern kann der Bodenaushub bei geeignetem Umfeld als Randverwallung vor Überflutungen und damit vor Fischeintrag schützen (Brandtet al. 2009). Artenschutzgewässer sollten zur Verhinderung von Fischbesiedlungen selbstverständlich ebenfalls nicht an das vorhandene Gewässersystem angeschlossen werden, welches normalerweise als Fischlebensraum fungiert.

3.2 Fischentfernung

Bei allen Maßnahmen der Fischentfernung sind die einschlägigen Regelungen der Fischereigesetze und der Fischereiordnungen zu beachten. Das Fischereirecht für ein Gewässer liegt zunächst grundsätzlich beim Flächeneigentümer. Es kann von diesem an Vereine oder Einzelpersonen verpachtet sein. Der Fischereirechtsinhaber muss den möglichen Schritten eines Fischbestandsmanagements zustimmen.

3.2.1 Zeitweise Absenkungen des Wasserstands

Teiche, die ursprünglich zur Fischzucht genutzt wurden, sind meist ablassbar. Mönche oder andere Konstruktionen ermöglichen die Regulation des Wasserstands und die Abfischung des Fischbestands bei abgesenktem oder abgelassenem Wasserstand. Insofern können solche Ablassbauwerke, ggf. nach Instandsetzung, auch genutzt werden, um unerwünschte Fischbestände zu regulieren. Dabei sind Effekte auf die unterhalb liegenden Fließgewässerstrecken zwingend zu beachten. Der Austrag von Schlamm, Sand und sauerstoffarmen bzw. sauerstoffzehrendem Material ist zu unterbinden, um die abführenden Gewässer zu schützen, die meist ihre eigenen naturschutzfachlichen Wertigkeiten aufweisen. Auch der Fischaustrag aus dem Stillgewässer in unterhalb liegende Fließgewässer ist unbedingt durch geeignete Maßnahmen (Gitter und feinmaschige Netze) zu unterbinden, schon gar, wenn fremdländische Fischarten vorhanden sind. Eine solche mechanische Fernhaltung dürfte am besten im Herbst gelingen, wenn die diesjährigen Jungfische eine gewisse Mindestgröße erreicht haben und ein Verdriften frisch geschlüpfter, nur wenige Millimeter großer Fischbrut insofern unwahrscheinlicher wird. Aus diesen Gründen muss die Wasserstandsabsenkung von (ehemaligen) Fischzuchtteichen über entsprechende Konstruktionen langsam und unter ständiger Kontrolle erfolgen.

Kleingewässer, die über kein Ablassbauwerk verfügen, können u.U. abgepumpt werden, um das Wasser zeitweise zu entfernen (Abb. 4). Hilfe bei solchen Aktionen erhält man ggf. von den örtlichen Feuerwehren (vgl.Glandt2006). Beim Pumpenbetrieb ist zudem aus Gründen des Tierschutzes sicherzustellen, dass keine Fische und andere Wirbeltiere oder geschützte Arten in die Pumpen geraten. Auch ist der Pumpenauslass durch nachgeschaltete feinmaschige Netze und eine geeignete Positionierung so zu sichern, dass keine Fische in andere Gewässer eingebracht werden, sofern sie die Pumpe lebend passieren.

Letztendlich stellt das Ablassen oder Abpumpen eines Gewässers eine effektive Möglichkeit dar, um Fischbestände zu entfernen. Die Fische können abgesammelt und umgesetzt oder einer ordnungsgemäßen Verwertung gemäß Fischereigesetze zugeführt werden. Genügend große und ausreichende Fischtransportbehälter sind hierbei vorrätig zu halten. Ggf. helfen örtliche Fischereivereine. Sie verwenden die Fische u.U. für Besatzzwecke in anderen Gewässern (Neozoen ausgeschlossen!). Können die Fische nicht umgesetzt werden, so ist eine tierschutzrechtlich konforme Tötung der Fische durch sachkundige Personen und eine Verwertung sicherzustellen.

Probleme bei der Fischentfernung durch Wasserstandsabsenkungen können auftreten durch etwaig noch vorhandene Fischeier oder in Restwasserlöchern verbleibende Jungfische. Auch negative Effekte auf die übrige limnische Fauna sind im Allgemeinen während des Trockenfallens zu erwarten. Daher ist zwar einerseits anzustreben, das Wasser über mehrere Tage abzusenken, um die Fische vollständig zu entfernen, andererseits erhöhen sich mit der Dauer die Effekte für die übrigen aquatischen Organismengruppen. Zudem ist je nach Lage des Gewässers mit Grundwassereinstrom zu rechnen, so dass dieses Wasser ebenfalls abgepumpt werden müsste. Ggf. gelingt aufgrund des Zuflusses von Oberflächen- oder Grundwasser ein zur Fischentfernung erforderliches vollständiges Abpumpen gar nicht.

Als ökologisch optimierter Zeitraum für ein zeitweises Ablassen/Abpumpen von Kleingewässern bietet sich der Spätsommer ab Mitte September bzw. der Frühherbst bis etwa Mitte Oktober an. Wie bei der ökologisch optimierten Gewässerunterhaltung von Fließgewässern und Gräben (z.B. Hanseatische Naturentwicklung 2010,Pardeyet al. 2004) ist in diesem Zeitraum mit den geringsten Wirkungen auf die aquatische Flora und Fauna zu rechnen. Die Vegetationszeit neigt sich bereits dem Ende zu. Es haben sich einerseits fast alle Arten bereits reproduziert und andererseits sind z.B. Amphibien noch nicht in der Winterruhe und können ohne größeren physiologischen Stress die Maßnahme überstehen. Es ist jeweils zu prüfen, ob Wasserstandsabsenkungen mit einer zeitgleichen Entschlammung des Gewässers gekoppelt werden sollten (vgl.Glandt2006).

3.2.2 Rotenon-Behandlung

Vorab ist in Bezug auf dieses Fischgift festzuhalten, dass die Verwendung von Rotenon (und weiteren Pisciziden) in Deutschland und verschiedenen weiteren Ländern der EU derzeit verboten ist!

In Skandinavien wurde Rotenon zur Beseitigung von Fischbeständen in Amphibiengewässern wiederholt aus Gründen des Artenschutzes eingesetzt (z.B.Brönmark & Edenhamn1994). Der Erfolg stellt sich schnell ein und eine rasche Wiederbesiedlung z.B. durch den ansonsten durch Fischfraß stark gefährdeten Laubfrosch ist offenbar möglich (Brönmark & Edenhamn1994). In Großbritannien wurde Rotenon erfolgreich zur Beseitigung von Populationen des invasiven Blaubandbärblings verwendet (Brittonet al. 2010) und auch in Nordamerika, Neuseeland und Australien findet das Piscizid Verwendung(Ling2003, McClay2000, Rayner & Creese2006). Insgesamt ist Rotenon nicht fischartenspezifisch und tötet alle in einem Gewässer vorhandenen Fische, also u. U. auch schützenswerte Populationen. NachRayner & Creese(2006) undLing(2003) werden auch die Populationen verschiedener wirbelloser Tiere geschädigt. Da Rotenon auf alle kiemenatmenden Wirbeltiere wirkt, ist es auch für Amphibienlarven tödlich. Hier wäre also eine Anwendung außerhalb der Reproduktionszeit geboten.

Der Einsatz von Rotenon ist sehr effektiv, aber mit hohen Kosten verbunden, so dass es vor allem in kleineren Gewässern eingesetzt wird. Unzureichende Erfolge werden erzielt, wenn keine ausreichende Durchmischung des Wassers stattfinden kann, z.B. durch üppigen Makrophytenbewuchs (Rayner & Creese2006). Auch ergeben sich in Abhängigkeit von der Wassertemperatur, Lichteinfluss und Bodenabsorption unterschiedliche Wirkungsgrade des Rotenons (Brittonet al. 2011).

Der Einsatz von Rotenon ist auch in den Ländern, in denen es zugelassen ist, nicht unumstritten. So wird es in Zusammenhang mit Parkinson-Erkrankungen gestellt und man bemüht sich, den Einsatz von Ersatzgiften wie z.B. Ammonium-Hydroxid weiterzuentwickeln (Wardet al. 2013).

3.2.3 Kontrolle der Fischpopulationen durch fischereiliche Methoden

Man sollte sich darüber im Klaren sein, dass die vollständige Entfernung von Fischpopulationen mit fischereilichen Methoden in nicht ablassbaren Gewässern gar nicht bzw. nur unter günstigen Bedingungen gelingen kann. Es können verschiedene Methoden eingesetzt werden, um die Populationsdichten der Fische zumindest für einige Zeit herabzusetzen und so die weitere Ausbreitung allein durch die Verringerung der Individuenzahlen einzudämmen. Allerdings kann sich die Fischbiomasse und -menge aufgrund der hohen Potenz vieler Fischarten zur Regulation bzw. Erhöhung der Siedlungsdichte in den Folgejahren schnell wieder erhöhen, so dass die Dichteverluste u.U. rasch kompensiert werden. Dies ist für verschiedene Fischarten belegt (vgl. u.a.Barthelmeset al. 1998,Davies & Britton2015).

• Elektrobefischungen

Oftmals werden von Laien Elektrobefischungen als sehr effektiv eingestuft, um Fischbestände aus Gewässern (vollständig) zu entfernen. Leider stellen auch Elektrobefischungen nach eigenen Erfahrungen meist nur eine Möglichkeit dar, die Populationsdichten der Fische herabzusetzen. Eine vollständige Fischentfernung ist mit dieser Methode, selbst im gemeinsamen Einsatz mit weiteren Methoden (z.B. Netzwänden), in der Regel nicht möglich. Ausnahmen können Bestände einzelner, sich nicht im Gewässer reproduzierender Arten sein (z.B. (Spiegel-)Karpfen, Regenbogenforellen) sowie relativ kleine und nicht zu tiefe Gewässer (Abb. 5).

Im Falle der Durchführung von Elektrobefischungen sind ein Fischereischein und grundsätzlich ein Sachkundenachweis des Elektrofischers sowie eine auf das einzelne Vorhaben bezogene Genehmigung der zuständigen Behörden (z.B. Niedersachsen: LAVES, Dezernat für Binnenfischerei; Nordrhein-Westfalen: Untere Fischereibehörden der Landkreise) erforderlich. Die eingesetzten Geräte müssen regelmäßig technisch geprüft werden. Bei Abfischungen bzw. Bestandsbergungen sind Angaben über den Verbleib der Fische zu machen. Fischereirechtlich bzw. tierschutzrechtlich wird bei der Genehmigung i.a. die Sicherstellung einer sinnvollen Verwendung bzw. Verwertung der geborgenen Fische gefordert.

Elektrobefischungen können mit tragbaren Geräten watend oder mit stationären Geräten vom Ufer oder vom Boot aus durchgeführt werden.

Insbesondere bei Vorkommen sich nicht reproduzierender Fischarten (z.B. Regenbogenforellen, Karpfen oder Graskarpfen) und größeren (Einzel-) Individuen können verschiedene Netzfangtechniken vergleichsweise effizient sein (vgl.Knapp & Matthews1998).

• Abfischungen mittels Zugnetz

Barthelmeset al. (1998) bezeichnen die Zugnetzfischerei als die effektivste Methode für „Totalabfischungen". Allerdings sind dafür freie Wasserflächen ohne nennenswerten Pflanzenwuchs, ohne größeres Totholz und ohne sonstige Fischereihindernisse sowie eine möglichst feste und ebene Gewässersohle erforderlich. Nur so lässt sich diese Methode mit größtmöglicher Zuverlässigkeit anwenden. Für den spezifischen Fall der Fischentfernung aus Artenschutzgewässern ist der Einsatz entsprechend geringer Maschenweiten erforderlich. Als günstigste Jahreszeit dürfte sich wegen der dann erreichten Individualgrößen auch hier der Herbst erweisen, ggf. aber auch das Frühjahr vor der Reproduktionszeit der Fische.

• Abfischungen mittels Stellnetz

Stellnetze lassen sich recht einfach ausbringen und können auch in makrophytenreicheren Gewässern noch eingesetzt werden, sofern die Netzwände senkrecht in der Wassersäule stehen können. Eine tägliche Kontrolle in den Morgenstunden ist erforderlich, u.a. aus Tierschutzgründen. Stellnetze sind fischgrößenspezifisch. So werden Fische um 25 cm je nach Fischart z.B. mit einer 35 mm Maschenweite gefangen; für entsprechend kleinere Fische sind kleinere Maschenweiten erforderlich, die im Handel nur schwer zu erhalten sind. Es gibt einfache oder dreiwandige Spiegelnetze mit Maschenweiten ab 30 mm, die recht günstig erworben werden können. Eine vollständige Fischentfernung wird auch mit Stellnetzen kaum möglich sein. Allerdings lassen sich ohne Probleme mehrere Netzwände in geringen Abständen in Kleingewässer einbringen und so doch erhebliche Fischmengen entfernen.

3.2.4 Biomanipulation der Fischpopulationen

Die genannten fischereilichen Methoden zur Entfernung bzw. Reduktion von Fischpopulationen können ggf. gekoppelt werden mit weiteren Maßnahmen, so z.B. mit dem maßvollen Besatz mit heimischen Raubfischen, z.B. dem Hecht (Esox lucius ). Hechte fressen zwar regelmäßig auch Amphibien, sie sind prinzipiell aber opportunistische Jäger, die vor allem die Beutetiere ergreifen, welche am häufigsten auftreten. In Gewässern mit größeren Dichten anderer Fischarten sollten dies Fische sein und nicht Amphibien bzw. deren Larven. Hechtpopulationen sind durch kannibalisches Verhalten zudem selbstregulatorisch in ihrer Dichte begrenzt. U.a. aufgrund dieser Tatsachen lassen sich Hechte zumindest aus kleineren Gewässern mit fischereilichen Methoden besser abfischen und u.U. sogar vollständig wieder aus Gewässern entfernen als sich in Massen entwickelnde (Klein-)Fische.

Die Kenntnisse zur Biomanipulation von Fischpopulationen mit dem Ziel der Reduktion von einzelnen unerwünschten Arten sind bisher leider sehr gering.Davies & Britton(2015) haben durch den Besatz mit Flussbarschen ( Perca fluviatilis ) versucht, Populationen invasiver Blaubandbärblinge ( Pseudorasbora parva ) biologisch zu kontrollieren. In ihrer auch experimentell angelegten Studie konnten sie zeigen, dass in Kombination mit einer vorherigen fischereilichen Reduktion der Blaubandbärblinge die Flussbarsche in der Lage sind, durch Prädation eine Erholung der Populationsdichte der Blaubandbärblinge zu unterbinden. Vergleichbare Ergebnisse einer sog. „ Top-Down "-Regulation erzieltenLemmenset al (2014), die die Populationsdichte von Blaubandbärblingen durch Hechtbesatz reduzieren konnten.

Insofern zeigen die beiden genannten Untersuchungen sowie die Modellierungen vonVerhelstet al. (2016) exemplarisch, dass im Zusammenwirken mit fischereilichen Methoden die Reduktion der Bestandsdichten kleiner invasiver Fischarten durch Raubfischbesatz möglich ist. Dies kann die weitere Ausbreitung der invasiven Arten, z.B. aus Stillgewässern in nahegelegene Fließgewässer und darüber hinaus, verhindern. Allerdings merken die Autoren auch an, dass weitere ökologische Konsequenzen für die Nahrungsketten durch den Raubfischbesatz in den betroffenen Stillgewässern auftreten können. Leider wurden diese Effekte – soweit bekannt – in keiner Studie untersucht. Eine Ausrottung von Fischpopulationen auf dem Wege des kombinierten Einsatzes von fischereilichen Methoden und Raubfischbesatz ist bisher offenbar nicht gelungen.

4 Diskussion

Eine ordnungsgemäße, extensive fischereiliche Bewirtschaftung kann ab einer gewissen Gewässergröße dazu beitragen, einseitige Entwicklungen der Fischfauna zu verhindern (z.B.Engler&Schwevers2006). Allerdings sind solche ordnungsgemäß z.B. mittels Angelfischerei bewirtschaftbaren Gewässer zumeist um einiges größer und tiefer als es typische Kleingewässer sind. So betragen die z.B. im eingangs erwähnten Life Amphikult -Projekt in Niedersachsen angelegten Gewässergrößen 500 bis 5 000 m²; für die Kreuzkröte werden noch deutlich kleinere Gewässer geschaffen (Richteret al. 2011). AuchClausnitzer(2010) nennt Gewässergrößen zwischen 90 – 2 000 m²für die meisten von ihm untersuchten Kleingewässer.Glandt(2006) schließt sich der Größenangabe vonPardeyet al (2005) an und bezeichnet künstliche oder natürliche Gewässer mit permanenter oder temporärer Wasserführung zwischen 1 m²und 1 ha (= 10 000 m²) Wasserfläche als Kleingewässer.

Kleingewässer können aus naturschutzfachlicher Sicht im Wesentlichen zwei Funktionen übernehmen: (1) Als fischfreie, u.U. temporäre Kleingewässer stellen sie Lebensräume für eine vielfältige Limnofauna und -flora dar und/oder (2) sie können (auch) von seltenen, stagnophilen Fischarten besiedelt sein, die charakteristisch für solche Gewässer sind. Denn unter den Besiedlern solcher Kleingewässer finden sich neben eurytopen Fischarten auch mehrere stagnophile Arten, die an ein Vorkommen in Kleingewässern angepasst sind und die teilweise als stark gefährdet oder vom Aussterben bedroht gelten (z.B. Karausche Carassius carassius ; Abb. 2, vgl. z.B.Brandt & Finch2013, 2014). Stenotope Stillwasserarten gehören bei den Fischen neben den wandernden Arten zu den am stärksten gefährdeten ökologischen Gilden (z.B.Engler & Schwevers2006). Neben der Karausche ist auch der Schlammpeitzger ( Misgurnus fossilis ; Abb. 6) eine an die Bedingungen stehender Gewässer hervorragend angepasste Art. Beide Arten tolerieren geringe Sauerstoffkonzentrationen und können daher auch in sommerwarmen, flachen Kleingewässern überleben. Verlandungstendenzen verbessern offenbar die Lebensbedingungen für beide Arten. Zudem sind sie vermutlich sehr konkurrenzschwach (Brunken & Meyer2005), so dass von anderen Fischarten gar nicht oder nur in geringen Dichten besiedelte Gewässer wichtige Lebensräume für beide Arten darstellen. Aufgrund ihrer starken Gefährdung sind Vorkommen beider Arten heute unbedingt schützenswert. Weitere stagnophile Arten sind Moderlieschen ( Leucaspius delineatus ), Rotfeder ( Scardinius erythrophthalmus ), Schleie ( Tinca tinca ) und Zwergstichling ( Pungitius pungitius ). Alle genannten Arten präferieren vegetationsreiche Gewässer.

Die Auswirkungen des Fischbesatzes hängen einerseits sicher von den Vegetations- und sonstigen Gewässerstrukturen und -eigenschaften sowie den Fischarten und ihren Bestandsdichten ab (u.a.Mauersberger2010). Vegetationsreiche, größere Gewässer ermöglichen dabei eher die Koexistenz als kleine, struktur- und vegetationsarme Gewässer. Allgemein nimmt allerdings mit zunehmender Gewässergröße z.B. für Amphibien der Räuberdruck als Besiedlungsfaktor in seiner Bedeutung zu und die Habitateignung ab (Wilbur1984). Unter den Fischarten treten nicht nur größere Raubfische wie Hecht oder Flussbarsch als Prädatoren von Amphibien oder deren Larven auf, sondern auch sog. Friedfische, also Cypriniden (z.B.Glandt1985). Der Einfluss von Fischen auf Amphibienlarven wurde verschiedentlich experimentell untersucht (u.a.Smithet al. 1999). Zumindest unter Laborbedingungen können auch Kleinfischarten wie der Zwergstichling und Moderlieschen Kaulquappen fressen (Brandt2007,2013, Glandt1983, 1984). Es ist aber zu vermuten, dass unter Freilandbedingungen bei Vorhandensein von Alternativnahrung dies zumindest beim Zwergstichling wenig häufig auftritt (Glandt1983,Hynes1950).

Andererseits werden die Auswirkungen des Fischfraßes auf die Beutetiere bestimmt durch deren Größe und durch morphologische oder physiologische Anpassungen (z.B. Dornen, Repellentien) sowie ethologisch durch deren Verhaltens- und Lebensweise (z.B.Brönmark & Edenhamn1994,Henrickson1988, Johansson & Samuelson1994, Lawler1989). So gelten unter den Froschlurchen beispielsweise die Kaulquappen der Erdkröte und auch der Grünfrösche als relativ unempfindlich gegenüber der Prädation durch Fische. Diese Arten trifft man inkl. ihrer Larven regelmäßig in Gewässern an, in denen auch Fische auftreten (vgl. aber z.B.Semlitsch1993). Diese Koexistenz ist aber nicht als Präferenz zu verstehen, da im Allgemeinen nicht bekannt ist, wie sich die Amphibienbestände ohne Fischbesatz entwickeln würden. Hingegen kann es durch Fischbesatz beispielsweise beim Laubfrosch (Abb. 7), aber auch beim Grasfrosch zu schnellen und starken Bestandseinbrüchen bis hin zum lokalen Aussterben kommen(Breuer1992, Brönmark & Edenhamn1994, Clausnitzer1983a, b, Clausnitzer2010, Hehmann & Zucchi1985, Henrikson1988, Karch2007, Manzke & Podloucky1995, Wildermuth2011).

Literatur

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