Bericht - Blattfisch

Artenschutzprojekt
Kleinfische und Neunaugen in Oberösterreich
Bericht über das Projektjahr 2008
C. Gumpinger, C. Ratschan, M. Schauer, J. Wanzenböck & G. Zauner

Finanziert wird dieses Projekt dankenswerter Weise von
folgenden Institutionen:
Naturschutzzentrum d. NATURSCHUTZBUNDES

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Danksagung
DANKSAGUNG
Bei der Suche nach stark gefährdeten, im Rückgang begriffenen Arten ist man neben Hinweisen
aus der Literatur oft auch auf Fundmeldungen und Beobachtungen von interessierten und
engagierten Privatpersonen angewiesen. Herzlich danken möchten wir in diesem Zusammenhang
Herrn Franz Grims aus Taufkirchen an der Pram, der uns auf frühere Funde von
Schlammpeitzgern, Steinbeißern und Neunaugen im Innviertel aufmerksam machte. Herr Christian
Schafleitner wies uns auf einen aktuellen Neunaugenfund in der Fornacher Redl bei Krichpoint aus
dem Jahr 2007 hin.
Oft ist es eine besondere logistische Herausforderung entlegene Gewässer in den verbliebenen
Auensystemen zu erreichen bzw. potentielle, manchmal sehr kleinräumige Habitate in diesen
Ökosystemen überhaupt erst aufzuspüren. Darüber hinaus war es notwendig die für die
Elektrobefischung notwendigen Zustimmungserklärungen von den Bewirtschaftern der
untersuchten Gewässer einzuholen.
Im Eferdinger Becken hat uns diesbezüglich Mag. Albin Lugmair sehr geholfen. Er besitzt eine
ausgezeichnete Kenntnis der aquatischen Habitate im Eferdinger Becken und beschäftigt sich seit
mehreren Jahren mit ausgewählten biologischen und ökologischen Themen (Amphibien, Vögel,
Makrophyten, Vegetationsökologie, Neophyten, …) in diesem Augebiet. Die Revierobmänner
Manfred Prammer (Aschach), Ing. Georg Lediger (Pesenbach-Gusen) und Josef Dannerbauer
(Donau A) beteiligten sich rege an der Organisation der Befischungsgenehmigungen in den
jeweiligen Revieren.
Bei den Streifzügen im Machland stand uns Hr. Ernst Zobel mit logistischer und tatkräftiger
Unterstützung zur Seite. Hr. Heinrich Hochstöger, Obmann des Reviers Donau-Perg übernahm
dankenswerter Weise die Einholung der Zustimmungserklärungen für die Elektrofischerei in den
Gewässern des Reviers.
Bei den Freilandarbeiten in der Innviertler Seenplatte konnten wir uns auf die ausgezeichnete
Lokalkenntnis von Hermann Maislinger, seines Zeichens Obmann des Reviers Salzach, verlassen.
Hr. Maislinger war auch in Bezug auf die zeitintensive Organisation der Genehmigungen für die
Elektrofischerei im Revier sehr hilfsbereit.
In den Inn-Auen hat sich Herr Josef Grahamer viel Zeit genommen und uns beim Aufspüren
"verdächtiger" Kleingewässer und Kontakten zu Fischereiberechtigten sehr geholfen.
Für die engagierte Mithilfe in den unzugänglichen Traun-Auen bedanken wir uns bei Gerhard
Kirchmayr und Markus Andert.
Bei Herrn Helmut Wellendorf vom Naturhistorischen Museum in Wien bedanken wir uns für das
freundliche Übermitteln einer Liste von Belegen unserer Zielfischarten.
Für fachliche Inputs, Literatur und Daten bedanken wir uns bei Jörg Bohlen, Wolfgang Honsig-
Erlenburg, Thomas Mörtelmaier, Nikolaus Schotzko, Bernhard Schmall und Friedrich Schwarz.
Und schlussendlich einen großen Dank an alle Fischereiberechtigten und -pächter, die den
Freilanderhebungen in ihren Revieren zugestimmt haben!

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Inhaltsverzeichnis
INHALTSVERZEICHNIS
Inhaltsverzeichnis ........................................................................................................................... 1
1 Zusammenfassung .................................................................................................................. 3
2 Einleitung ................................................................................................................................. 6
3 Zielsetzung .............................................................................................................................. 8
4 Methodik ................................................................................................................................ 10
5 Ergebnisse ............................................................................................................................. 14
5.1 Strömer (Leuciscus souffia) ............................................................................................ 14
5.1.1 Allgemeines ............................................................................................................. 14
5.1.2 Historische Verbreitung ............................................................................................ 16
5.1.3 Aktuelle Verbreitung ................................................................................................ 17
5.1.4 Diskussion ............................................................................................................... 20
5.1.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge .............................................................. 21
5.2 Neunaugen (Eudontomyzon mariae / Lampetra planeri) ................................................. 23
5.2.1 Allgemeines ............................................................................................................. 23
5.2.2 Historische Verbreitung ............................................................................................ 26
5.2.3 Aktuelle Verbreitung ................................................................................................ 27
5.2.4 Diskussion ............................................................................................................... 31
5.2.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge .............................................................. 38
5.3 Goldsteinbeißer (Sabanejewia balcanica) ....................................................................... 41
5.3.1 Allgemeines ............................................................................................................. 41
5.3.2 Historische Verbreitung ............................................................................................ 43
5.3.3 Aktuelle Verbreitung ................................................................................................ 43
5.3.4 Diskussion ............................................................................................................... 44
5.3.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge .............................................................. 48
5.4 Steinbeißer (Cobitis elongatoides) .................................................................................. 51
5.4.1 Allgemeines ............................................................................................................. 51
5.4.2 Historische Verbreitung ............................................................................................ 53
5.4.3 Aktuelle Verbreitung ................................................................................................ 54
5.4.4 Diskussion ............................................................................................................... 57
5.4.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge .............................................................. 60
1

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Inhaltsverzeichnis
5.5 Schlammpeitzger (Misgurnus fossilis) ............................................................................. 63
5.5.1 Allgemeines ............................................................................................................. 63
5.5.2 Historische Verbreitung ............................................................................................ 65
5.5.3 Aktuelle Verbreitung ................................................................................................ 66
5.5.4 Diskussion ............................................................................................................... 68
5.5.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge .............................................................. 72
5.6 Karausche (Carassius carassius).................................................................................... 76
5.6.1 Allgemeines ............................................................................................................. 76
5.6.2 Historische Verbreitung ............................................................................................ 77
5.6.3 Aktuelle Verbreitung ................................................................................................ 78
5.6.4 Diskussion: .............................................................................................................. 80
5.6.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge .............................................................. 82
5.7 Bitterling (Rhodeus amarus) ........................................................................................... 82
5.7.1 Allgemeines ............................................................................................................. 82
5.7.2 Historische Verbreitung ............................................................................................ 84
5.7.3 Aktuelle Verbreitung ................................................................................................ 84
5.7.4 Diskussion ............................................................................................................... 87
5.7.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge .............................................................. 88
5.8 Moderlieschen (Leucaspius delineatus) .......................................................................... 88
5.8.1 Allgemeines ............................................................................................................. 88
5.8.2 Historische Verbreitung ............................................................................................ 89
5.8.3 Aktuelle Verbreitung ................................................................................................ 90
5.8.4 Diskussion ............................................................................................................... 91
5.8.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge .............................................................. 92
6 Ausblick ................................................................................................................................. 93
7 Literatur ................................................................................................................................. 94
8 Abbildungs- und Tabellenverzeichnis ................................................................................... 104
9 Anhang ................................................................................................................................ 108
2

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Zusammenfassung
1 ZUSAMMENFASSUNG
Das Artenschutzprojekt „Kleinfische und Neunaugen in Oberösterreich“ hatte im vergangenen
ersten Untersuchungsjahr die Nachsuche nach gefährdeten und seltenen Fisch- und
Neunaugenarten zum Ziel (Abb. 1). Folgende fünf Fischarten bzw. die Rundmäulergruppe wurden,
teils erst während des Projektes, als Zielarten der ersten Projektphase definiert:
Strömer (Leuciscus souffia)
Neunaugen (Eudontomyzon mariae / Lampetra planeri)
Goldsteinbeißer (Sabanejewia balcanica)
Steinbeißer (Cobitis elongatoides)
Schlammpeitzger (Misgurnus fossilis)
Abb. 1 Aktuelle Nachweise der Zielfischarten in den untersuchten Gebieten in Oberösterreich
Einige weitere Arten die mit den Hauptzielarten häufig in den gleichen Wohngewässern
vergesellschaftet sind, wurden als sekundäre Zielfischarten definiert. Für sie wurden keine
gezielten Beprobungen durchgeführt, sie wurden aber in den Untersuchungen zu den
Hauptzielarten mit bearbeitet. Alle Haupt-Zielarten sind im Anhang II der FFH-Richtlinie der
Europäischen Union genannt. Insgesamt wurden, auch im Zuge anderer Projekte, die
Elektrobefischungen beinhalteten und deren Ergebnisse hinsichtlich der Fragestellung
vorliegenden Projektes ausgewertet wurden, 174 Gewässer bzw. Probestrecken untersucht.
3

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Zusammenfassung
Dabei zeigte sich, dass das aktuelle Vorkommen des Strömers in Oberösterreich auf das
Ennsgebiet beschränkt ist, die Populationsgrößen lokal sind allerdings überraschend gut. Im
Vergleich zur historischen Verbreitung in Oberösterreich ist dies ein dramatischer Rückgang des
Verbreitungsareals, der sich in erster Linie aus dem Verlust geeigneter Habitate durch
flussbauliche Maßnahmen ergibt. Neben der Wiederherstellung der Durchwanderbarkeit des
Hauptflusses sowie zahlreicher Zuflüsse im Enns-System stehen die Rücknahme oder zumindest
das Hintanhalten von Uferverbauungen, die die Gewässerdynamik einschränken, im Vordergrund
der Maßnahmenvorschläge zur Verbesserung der Bestandssituation.
Hinsichtlich der beiden Neunaugen-Arten, (eine davon kommt im Mühlviertel nicht allzu selten
vor; nördlich der Donau wurde daher bewusst nicht erhoben) konnten in den, hinsichtlich der
Wissensdefizite und naturschutzrelevanter Fragestellungen wichtigen Gewässern südlich der
Donau, neue Populationen gefunden und teils eindeutig zumindest auf Gattungsniveau bestimmt
werden.
In den Gewässern Fornacher Redlbach und Sipbach, sowie im Pfuda-System, einem Zufluss der
Pram, im Sandbach, einem Aschach-Zufluss, in der oberösterreichischen Enns und in kleinen
Bächen des Machlandes sowie im Inn im Zuge der Gewässerzustandserhebung durch das
Bundesamt für Wasserwirtschaft (Scharfling) wurden Neunaugen nachgewiesen. Offenbar ist das
Vorkommen der Gattung Lampetra in Oberösterreich tatsächlich auf das Mühlviertel beschränkt.
Allerdings scheint die Donau nicht jenen Stellenwert als Verbreitungsgrenze zwischen Lampetra
und Eudontomyzon zu haben, der ihr mangels genauerer Daten bisher zuerkannt wurde.
Generell müssen Erhalt und Ausweitung des Lebensraums bestehender Bestände als oberste
Priorität gelten. Die Entfernung von Wanderhindernissen, die für Neunaugen unpassierbar sind,
die Vernetzung der Hauptflüsse mit den Zubringern und die Renaturierung völlig ausgebauter
Gewässerstrecken sind weitere wichtige Maßnahmen zur Förderung der Neunaugenbestände.
Der Sensationsfund schlechthin gelang im Zuge dieses Projektes, sowie einer parallel
durchgeführten Erhebung im gleichen Aschach-Abschnitt mit dem Fund des Goldsteinbeißers. Es
ist dies nicht nur der Erstnachweis in Oberösterreich sondern gleichzeitig auch der westlichste
Fundort für diese Fischart.
Um die lokale Verbreitung sowie die Bestandsdichten des Goldsteinbeißers in der Aschach besser
abschätzen zu können ist eine verdichtende Bestandsuntersuchung im Fundgebiet nötig.
Geeignete Strategien, um das Risiko des Verschwindens dieses sehr kleinräumigen Vorkommens
zu minimieren, sind die Vernetzung der bzw. Herstellung von besiedelbaren Habitaten durch
morphologische Sanierungsmaßnahmen, die räumliche Ausweitung der aktuellen Bestände durch
ein umsichtiges Nachzuchtprogramm, sowie die Etablierung von Beständen in für eine
Besiedelung geeigneten Zubringern.
Aufgrund der ungeklärten Auftrennung in verschiedene Arten und entsprechender Unsicherheiten
in der Taxonomie ist eine Abgrenzung der Gesamtverbreitung des Steinbeißers in Europa zum
derzeitigen Wissensstand nicht möglich. In Oberösterreich lagen für das Vorkommen dieser
Fischart vor der Durchführung des Projektes nur einzelne Meldungen unterschiedlicher Aktualität
aus dem Inn- und Mühlviertel vor. Im Rahmen des Kleinfischprojektes konnte diese Fischart in fünf
von 45 Befischungsstellen nachgewiesen werden. Die Fundorte verteilen sich auf mehrere
Gewässer des Machlandes und ein Gieß-System der Enknach. Offensichtlich stellen in den
Machland-Gewässern, die vor Jahrzehnten durchgehend kanalisiert wurden und aktuell in
gewissen zeitlichen Abständen geräumt werden, schon einige kleinräumige, wenige Monate alte
Sedimentablagerungen mangels naturnaher Bachabschnitte noch das geeignetste Mikrohabitat für
diese seltene Fischart dar. Im Laufe des folgenden Projektjahres müssen noch weitere Zuflüsse im
Machland untersucht werden, um zumindest einen groben Eindruck von der Verbreitung des
Steinbeißers in diesem wasserbaulich stark überprägten Gewässernetz zu bekommen.
Zum unmittelbaren Schutz des Steinbeißers müssen wirksame Maßnahmen zur Reduktion der
Auswirkungen der Gewässerräumungen erarbeitet werden. Langfristig müssen
Renaturierungskonzepte formuliert und umgesetzt werden. Um diese Umsetzung zu ermöglichen
4

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Zusammenfassung
oder zumindest zu beschleunigen wird die Ausweitung der bestehenden Natura2000-Gebiete und
–Schutzgutlisten vorgeschlagen.
Der Schlammpeitzger war in Oberösterreich vor der Durchführung der Freilandarbeiten für das
Kleinfischprojekt rezent nur an einem Fundort im Machland nachgewiesen. Im Rahmen des
Projektes wurde an 73 Probestellen speziell nach dieser Fischart gesucht. In elf davon konnte die
in Österreich vom Aussterben bedrohte Art, teils in beachtlichen Stückzahlen, nachgewiesen
werden. Die neuen Fundorte liegen im Machland, im Eferdinger Becken und in den Traun-Donau-
Auen östlich von Linz. Dazu kommt eine, nicht von den Verfassern bearbeitete Fundstelle in den
Innauen bei Mühlheim.
Die Hauptursache für den drastischen Rückgang dieser stark gefährdeten Art ist der Verlust
geeigneter Lebensräume und das Fehlen deren natürlicher Neubildung. Der typischen
Verlandungstendenz von Augewässern steuern natürlicherweise Hochwasserereignisse entgegen,
die an der Donau aber infolge Donauausbau und Kraftwerksketten in Häufigkeit und Mächtigkeit
anthropogen stark verändert sind, und deshalb diese Funktion nicht mehr ausreichend erfüllen
können.
Aus fachlicher Sicht sollte der Schlammpeitzger jedenfalls als Schutzgut in den geplanten
Natura2000-Schutzgebieten Machland, Traun-Donau-Auen und Unterer Inn bzw. Auwälder am
unteren Inn aufscheinen bzw. nachgeführt werden. Zur Förderung des Schlammpeitzgers in
Oberösterreich muss grundsätzlich das Ausbringen von standortfremden Fischarten in
Lebensräume des Schlammpeitzgers unterbleiben. Die Neubildung bzw. Aufwertung von Habitaten
kann durch ambitionierte Gewässervernetzungsprogramme und die Dynamisierung von
Altarmsystemen initiiert werden. Ein Besatzprogramm zur Ansiedelung der Art in neu geschaffenen
und noch existenten Lebensräumen ist sicherlich eine geeignete Maßnahme zur
Bestandssicherung in Oberösterreich. Inwiefern ein Nachzuchtprogramm sinnvoll ist oder die
Initiierung neuer Populationen lediglich durch Umsetzen von Tieren aus dicht besiedelten
Habitaten erfolgen kann, muss das nächste Untersuchungsjahr zeigen.
Im Zuge der Untersuchungen wurde eine weitgehende Übereinstimmung in den
Lebensraumansprüchen zwischen dem Schlammpeitzger und der Karausche, aber auch mit
anderen limnophilen Kleinfischarten bestätigt. Aus diesem Grund werden keine gezielten
Maßnahmen für die Karausche formuliert. Die Art profitiert von Maßnahmen, die auf den Schutz
und Erhalt des Schlammpeitzgers abzielen.
Das Phänomen, dass Bitterlinge in kleineren Fließgewässern in hohen Dichten auftreten, war
zwar aus anderen Bundesländern beschrieben, dass auch in der Aschach und anderen
oberösterreichischen Fließgewässern überaus dichte Bitterlingsbestände auftreten, ist hingegen
erst seit kurzem bekannt und hat sich bei den Erhebungen im Rahmen des Kleinfisch-Projekts
eindrucksvoll bestätigt. Bezüglich der landesweiten Verbreitung des Bitterlings können keine
dramatischen Unterschiede zwischen historischen Angaben und aktuellen Daten diagnostiziert
werden. Dabei sei noch einmal darauf verwiesen, dass dichte Großmuschelbestände die
Grundbedingung für eine erfolgreiche Reproduktion des Bitterlings sind. Besonders zu erwähnen
sind in diesem Zusammenhang die Vorkommen der vom Aussterben bedrohten Flussperlmuschel
Margaritifera margaritifera sowie der ebenfalls stark gefährdeten Gemeinen Flussmuschel Unio
crassus in mehreren Bereichen der Aschach.
Unabhängig von der aktuell auf wissenschaftlicher Ebene diskutierten Frage, ob das
Moderlieschen in Oberösterreich überhaupt autochthon, also ursprünglich heimisch ist, ist der
potentielle Lebensraum dieser Fischart in den letzten Jahrzehnten massiv zurückgegangen.
Aktuell gibt es lediglich ein bekanntes Vorkommen, untypischerweise in einem kleinen Wiesenbach
im Norden Oberösterreichs.
Das erste Untersuchungsjahr im Kleinfischprojekt brachte viele neue Erkenntnisse, vor allem
hinsichtlich der Verbreitung einzelner Arten in Oberösterreich. Die weitere Suche, vor allem aber
auch die Konzeption geeigneter Schutzmaßnahmen zur Sicherung und Verbesserung der
Bestandssituation werden in den kommenden Jahren in diesem Projekt im Vordergrund stehen.
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Einleitung
2 EINLEITUNG
Beschäftigt man sich mit Gewässern als Fischlebensraum, fischökologischen Fragestellungen oder
auch fischereilichen Themen, so fällt auf, dass es einige wenige Fischarten gibt, die im
allgemeinen Interesse und damit auch in der einschlägigen Literatur stark verankert sind. Es
handelt sich vor allem um wirtschaftlich interessante Arten. Dieser wirtschaftliche Stellenwert leitet
sich in unserer Zeit, in der die Berufsfischerei zwar in den Seen noch, wenn auch meist im
Nebenerwerb, betrieben wird, an den Flüssen aber nur noch rudimentär existent ist, hauptsächlich
aus der Angelfischerei ab.
Angelfischereilich interessant sind in Österreich in erster Linie die Bewohner kühler, rasch
strömender Fließgewässer, etwa die heimischen Arten Bachforelle (Salmo trutta f. fario) oder
Äsche (Thymallus thymallus), aber auch allochthone Arten, wie die eigentlich in Nordamerika
beheimateten und in Europa vom Menschen eingebrachten Regenbogenforelle (Oncorhynchus
mykiss) und Bachsaibling (Salvelinus fontinalis). Dieses Interesse hängt natürlich auch mit der
Tatsache zusammen, dass ein überwiegender Teil des österreichischen Gewässernetzes montane
und alpine Bäche und Flüsse umfasst.
Es finden sich aber auch zahlreiche Gewässerabschnitte, die vom Typ her eher einem
Tieflandgewässer gleichen. Zwar fehlen in Oberösterreich gewässertypologisch gesehen echte
Tieflandflüsse weitgehend, aber sowohl manche kleinere Flüsse des Alpenvorlands als auch die
Unterläufe der meisten größeren Flüsse und die Donau gehören der sogenannten Barbenregion
(Epi-Potamal) an, in der Salmoniden nicht mehr den Hauptanteil der Artenzusammensetzung
ausmachen. In diesen Gewässern sind die fischereilich interessanten Arten eher Raubfische,
beispielsweise Hecht (Esox lucius), Zander (Sander lucioperca) oder Huchen (Hucho hucho).
Die Fischerei auf sogenannte Weißfische, also die karpfenartigen Vertreter der heimischen
Fischfauna hat in heutiger Zeit, mit Ausnahme des namensgebenden Karpfen (Cyprinus carpio), in
Oberösterreich sehr eingeschränkt auf das unmittelbare Umland der Donau kaum mehr
Bedeutung. Dagegen hatte die Fischerei auf, und die Nutzung aller Fischarten über Jahrhunderte
nicht nur eine bedeutende Tradition, sondern war ein wichtiger Aspekt in der Ernährung der
Bevölkerung.
Neben der Flussfischerei hat in Österreich die Seenfischerei, die auch heute noch sehr vereinzelt
hauptberuflich betrieben wird, eine lange Geschichte. Da die meisten, vor allem
oberösterreichischen Seen eher sauerstoffreich und kalt sind, dominieren auch hier
kaltstenotherme Arten, etwa Seesaibling (Salvelinus umbla) und verschiedene Renken-Arten
(Coregonus sp.).
Generell ist das Fangspektrum der Angel- und der noch verbliebenen Berufsfischer also auf einige
wenige Arten beschränkt. Die Mehrzahl der mehr als 60 heimischen Fisch- und Rundmäulerarten
fällt also nicht in das Zielspektrum der Fischerei. Dem entsprechend ist traditionell von Seiten der
Fischerei über diese Arten, es handelt sich vor allem um kleinwüchsige und solche mit versteckter
Lebensweise, sehr wenig bekannt.
Bereits in der ersten Hälfte des 19. Jahrhunderts begannen allerdings frühe Fischforscher wie
Siebold, Heckel oder Kner mit der gezielten Sammlung und Beschreibung heimischer Fische,
wobei sie, soweit verfügbar, auch wirtschaftlich unbedeutende Arten bearbeiteten. Deren
Verfügbarkeit war allerdings eingeschränkt, weil sie ihre Forschungen eher auf den lokalen
Fischmärkten betrieben als in Form selbstständiger Freilandarbeiten.
Erst etwa seit den 80er Jahren hat sich die Freiland-Fischökologie als eigene Disziplin zu
entwickeln begonnen, wobei ein starker Schwerpunkt auf angewandten Fragestellungen liegt.
Leider war der Lebensraum für Fische durch die systematische Regulierung, die intensive Nutzung
der Wasserkraft und Güteprobleme zu diesem Zeitpunkt schon sehr stark in Mitleidenschaft
gezogen. Die grundlegenden Daten zur Faunistik der meisten unserer Kleinfischarten stammen
daher erst aus den letzten zwei bis drei Jahrzehnten.
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Einleitung
Bei genauerer Betrachtung verschiedener ökosystemarer Zusammenhänge zeigt sich, dass
zahlreiche, unauffällige Arten eine teils eminent wichtige Rolle in der jeweiligen Biozönose spielen.
Das vorliegende Gemeinschaftsprojekt soll helfen, den Wissensstand über ausgewählte,
besonders gefährdete Fischarten zu verbessern und damit auch eine Basis für die Formulierung
von Maßnahmen zu schaffen, die den Erhalt dieser Arten in Oberösterreich langfristig sichern.
Dass diese Thematik vielen naturinteressierten Menschen ein Anliegen ist, zeigt die Vielzahl der
Institutionen, die dieses Projekt finanziell unterstützt und selbst über oft traditionelle
Auffassungsunterschiede hinweg zu einem gemeinsamen Engagement gefunden haben. Diese
Entwicklung soll durch eine intensive Öffentlichkeitsarbeit, einerseits durch Publikation der
Projektergebnisse in Fachzeitschriften, besonders aber durch ihre Verbreitung in Medien, die
allgemeinverständlich und der breiten Öffentlichkeit zugänglich sind, vorangetrieben werden.
Das Schaffen von Bewusstsein für seltene und teils unbekannte Gewässerlebewesen kann nur
über den Weg der Wissensvermittlung erfolgreich sein. Die Untersuchungen geben Einblick in
hochinteressante und teils unbekannte Zusammenhänge, die nicht nur Experten begeistern
sondern auch den wissenschaftlichen Laien zum Staunen bringen. Diese Erkenntnisse wurden
zum Teil schon während des Projektes veröffentlicht (siehe Anhang) und sollen in nächster Zukunft
einem breiten Publikum zugänglich gemacht werden.
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Zielsetzung
3 ZIELSETZUNG
Zielsetzung vorliegenden Projektes ist ein Erkenntniszugewinn bezüglich Verbreitung,
Lebensweise und ökologischer Ansprüche einiger ausgewählter Fischarten aus dem Spektrum der
meist gefährdeten Fischarten Oberösterreichs. Als Zielfischarten wurden im Zuge einer intensiven
fachlichen Diskussion folgende Kleinfischarten beziehungsweise die Rundmäulergruppe
ausgewählt:
Strömer (Leuciscus souffia)
Neunaugen (Eudontomyzon mariae / Lampetra planeri)
Steinbeißer (Cobitis elongatoides)
Schlammpeitzger (Misgurnus fossilis)
Moderlieschen (Leucaspius delineatus)
Weitere Species, beispielsweise Karausche (Carassius carassius) und Bitterling (Rhodeus
amarus), die mit den Hauptzielarten häufig in den gleichen Wohngewässern vergesellschaftet sind,
wurden als sekundäre Zielfischarten definiert. Für diese Arten wurden also keine gezielten
Beprobungen durchgeführt, sie wurden aber in den Untersuchungen zu den Hauptzielarten mit
bearbeitet und entsprechend dem vertretbaren Aufwand detailliert erfasst.
Während der Freilandarbeiten wurde dann in der Aschach erstmalig in Oberösterreich der
Goldsteinbeißer (Sabanejewia balcanica) nachgewiesen. In der Folge wurde diese Art zu den
prioritären Zielfischarten dazu genommen und das Moderlieschen, dessen natürliche Verbreitung
ohnehin nicht restlos geklärt ist, wurde zu den sekundären Species gereiht.
Alle Haupt-Zielarten sind im Anhang II der FFH-Richtlinie der Europäischen Union genannt, die in
den letzten Jahren in nationales Recht umgesetzt wurde. In der FFH-Richtlinie wird neben der
Errichtung von Schutzgebieten für diese Arten, die sog. Natura 2000 Gebiete, auch das Monitoring
ihres Erhaltungszustandes gefordert. Vorliegende Arbeit liefert wichtige Grundlagen für ein zu
implementierendes Monitoringprogramm für eine Reihe dieser Arten. Sie stellt daher einen
integralen Bestandteil der Umsetzung der FFH-Richtlinie in Oberösterreich dar.
In Bezug auf eine Reihe weiterer in Oberösterreich nachgewiesene Fischarten, z.B.
Weißflossengründling (Romanogobio vladykovi), Kesslergründling (Romanogobio kessleri),
Semling (Barbus sp. petenyi-Gruppe), Sichling (Pelecus cultratus), Donau-Kaulbarsch
(Gymnocephalus baloni), Sterlet (Acipenser ruthenus), Perlfisch (Rutilus meidingeri) oder die
Gruppe der Coregonen bestehen aktuell mindestens ebenso große Wissensdefizite. Diese Arten
kommen jedoch schwerpunktmäßig in der Donau und großen Potamalgewässern oder in großen
Seen vor, wo die methodische Bearbeitung sehr aufwändig ist und den Rahmen des Projektes bei
weitem sprengen würde.
Die wichtigste Fragestellung hinsichtlich der genannten Hauptzielarten ist in vorliegendem Projekt
jedenfalls, mehr über ihre Verbreitung im oberösterreichischen Landesgebiet in Erfahrung zu
bringen. So waren vor Beginn der Untersuchungen beispielsweise nur drei Verbreitungsstandorte
des Steinbeißers und lediglich ein einziger Schlammpeitzgerfundort bekannt.
Aber nicht nur über das aktuelle Verbreitungsgebiet dieser Kleinfischarten ist sehr wenig bekannt.
Auch historische Belege oder zumindest geschichtliche Hinweise auf solche Arten sind in der
Regel nur in dem Ausmaß vorhanden, in dem diese Fische aus kulinarischer Sicht verwertet und
daher in diversen Anlieferungs- und Lagerlisten verschiedener Institutionen, vor allem Klöster,
registriert sind. Zahlreiche Arten, darunter in der Regel auch die genannten Zielfischarten,
scheinen dem entsprechend in der historischen Literatur praktisch nicht auf.
Aus der Verschneidung zahlreicher zusätzlicher Parameter, etwa solche zur Beschreibung von
Gewässermorphologie und -chemismus sowie anderer Einflussgrößen, die im Zuge der
8

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Zielsetzung
Freilandarbeiten sehr umfangreich erhoben wurden (siehe Kap. 4), können auch autökologische
Aspekte zu den Zielfischarten, zumindest für die Verhältnisse in Oberösterreich, abgeleitet und
zum Teil mit Erkenntnissen aus anderen Bundesländern bzw. Nachbarländern verglichen werden.
Die im Freiland erhobenen und in den folgenden Kapiteln dargestellten Ergebnisse liefern
zahlreiche Erkenntnisse und lassen auch Theorien ableiten, die im letzten Drittel des vorliegenden
Berichtes dargestellt und diskutiert werden.
Darauf aufbauend erfolgt für jede Zielfischart eine auf den im ersten Projektjahr erhobenen Daten
basierende Defizitanalyse sowie die Formulierung von Maßnahmenvorschlägen zur Verbesserung
der aktuellen Situation der jeweiligen Fischart, soweit sich dies als nötig herausgestellt hat.
Die vorliegende Untersuchung hat also einerseits den Zweck, mehr über verschiedene Lebens-
und Lebensraumaspekte der Zielfischarten zu erfahren. Dieser Erkenntniszugewinn soll helfen, die
genannten Fischarten in Oberösterreich langfristig und nachhaltig zu schützen und zu erhalten.
Mittel- und langfristig soll im Zuge des Projektes ein Lebensraumnetzwerk in Oberösterreich
aufgebaut werden, das nicht nur den Arterhalt im jeweiligen Gewässer(-system) sichert, sondern
aus Sicht der Autoren auch das beste Mittel gegen das akute Aussterben einer Art im Falle von
Katastrophen oder Schadensereignissen darstellt. Um für neu anzulegende Gewässer bzw.
wiederzubesiedelnde Fließgewässerabschnitte auch Gründerpopulationen bereitstellen zu können,
ist die künstliche Nachzucht vor allem jener Arten, deren lokale Populationen zu klein sind, um
Besatz-Individuen entnehmen und umsetzen zu können, ein wichtiger Projektbestandteil.
Generell wird beim Umsetzen bzw. Neubesatz von Fischen im Zuge des Projektes darauf
geachtet, dass nur solche Gewässer bearbeitet werden, in denen diese Art definitiv verschwunden
ist. Für die Entnahme bzw. die Nachzucht von Besatzindividuen wird die zoogeografisch
nächstliegende Population herangezogen. Auf diese Weise soll die genetische Integrität der Arten
zumindest auf Einzugsgebietsebene, so weit dies ohne genetische Untersuchungen möglich ist,
erhalten bleiben.
Eine weitere Zielstellung des Projektes ist die Verbreitung des neu gewonnenen, wie auch des in
der Fachwelt bereits bekannten Wissens in der Bevölkerung. Die Autoren vorliegenden Berichtes
sind der Überzeugung, dass lediglich mit einer breit angelegten Informationskampagne eine
Wissensbasis in unserer Gesellschaft geschaffen werden kann, aus der auch ein gewisses
Verantwortungsgefühl jedes Einzelnen für unsere Umwelt und Natur und auf diese Weise
letztendlich auch für die Zielfischarten entstehen kann.
Die Faszination für naturgeschichtliche Zusammenhänge, vor allem die intensive Vernetzung
biologischer Regelkreise und die Komplexität ökosystemarer Zusammenhänge fasziniert sehr viele
Menschen und fesselt sie an diverse Naturdokumentationen in Print- und anderen Medien. Diese
Faszination auch für die heimische Natur zu wecken, ist Teil der Zielsetzung dieses Projektes. Und
faszinierende Zusammenhänge gibt es auch in der heimischen Natur ohne Zahl. Alleine die
Fortpflanzungsbiologie des Bitterlings beispielsweise, der seine Eier in die Atemöffnung von
Muscheln legt, wo sie sich geschützt entwickeln können oder die Tatsache, dass Schlammpeitzger
atmosphärische Luft atmen können, wenn ihr Wohngewässer vorübergehend austrocknet, sind
nicht weniger fesselnd, als etwa biologische Besonderheiten in tropischen Breiten – sie sind nur
schlichtweg unbekannt.
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Methodik
4 METHODIK
Aufgrund zeit- und budgetbedingter Grenzen war die Konzentration der Ressourcen auf
ausgewählte kleinwüchsige Fisch- und Neunaugenarten in Oberösterreich notwendig.
Die Auswahl der Zielarten (Tab. 1) in vorliegendem Artenschutzprojekt geschah unter
Einbeziehung des Gefährdungsstatus in Österreich, methodischer Überlegungen und ihres
Vorkommens in Oberösterreich.
Die Taxonomie einiger Arten ist noch nicht vollends geklärt. In neuerer Zeit kam es zu zahlreichen
Änderungen zum Beispiel bei Arten der Gattungen Cobitis und Sabanejewia (KOTTELAT & FREYHOF
2007). Auch in Zukunft ist hier mit weiteren Änderungen zu rechnen. Die verwendete Nomenklatur
der vorliegenden Arbeit richtet sich nach der aktuellen Ausgabe der Roten Liste für Österreich
(WOLFRAM & MIKSCHI 2007).
Tab. 1: Ausgewählte Zielarten, Gefährdungskategorie, Nennung in Anhang II der FFH-Richtlinie und
bisherige, rezente Fundorte in Oberösterreich.
Art
(Lateinische Bezeichnung)
Strömer
(Leuciscus souffia)
Bachneunauge
(Lampetra planeri)
Ukrainisches Bachneunauge
(Eudontomyzon mariae)
Goldsteinbeißer
(Sabanejewia sp.)
Steinbeißer
(Cobitis elongatoides)
Schlammpeitzger
(Misgurnus fossilis)
Bitterling
(Rhodeus amarus)
Karausche
(Carassius carassius)
Moderlieschen
(Leucaspius delineatus)
Gefährdungskategorie (Rote
Liste Österreich)
FFH-
Richtlinie
Fundorte in
Oberösterreich
EN (stark gefährdet) ja Enns (>10)
EN (stark gefährdet) ja >10
VU (gefährdet) ja 0**
EN (stark gefährdet) ja 0*
VU (gefährdet) ja 3
CR (vom Aussterben bedroht) ja 1
VU (gefährdet) ja >10
EN (stark gefährdet) nein >10
EN (stark gefährdet) nein 1
* Der Goldsteinbeißer war für Oberösterreich nicht nachgewiesen, wurde aber bei Befischungen im Rahmen
des Kleinfischprojekts in der Aschach entdeckt.
** .. vor Projekt bekannte Funde im Vöckla-System waren irrtümlich als Lampetra planeri bestimmt worden
10

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Methodik
Die Auswahl der Befischungsgebiete erfolgte auf Basis aktuellen Kartenmaterials (ÖK AMap Fly),
von Luftbildern (DORIS, Google Earth), historischer Literatur und vor allem älterer bzw. rezenter
Fundmeldungen für die Zielfischarten sowie der Experteneinschätzung der beteiligten
Büromitarbeiter. Zusätzlich wurde in zahlreichen Publikationen (siehe Anhang) sowie bei
Veranstaltungen des oberösterreichischen Landesfischereiverbandes die Öffentlichkeit um
Mitarbeit gebeten. Auf der Homepage des Technischen Büros für Gewässerökologie
(www.blattfisch.at) war Informationsmaterial zum Projekt abrufbar. Zusätzlich bestand hier die
Möglichkeit Fundmeldungen für gefährdete Kleinfischarten unmittelbar (online) zu übermitteln.
Eingehende Fang- bzw. Fundmeldungen wurden bei der Wahl der zu befischenden Gewässer
ebenfalls berücksichtigt.
Insgesamt wurden zehn Zielgebiete definiert, in denen mindestens eine der Zielfischarten zu
erwarten war (Tab. 2). Im Rahmen des Projektes wurden in diesen Zielgebieten insgesamt 128
Probestrecken untersucht.
Tab. 2: Zielgebiete, Zeitaufwand für Befischungen und realisierte Befischungsstellen der einzelnen Bearbeiter
Zielgebiet Befischungstage Befischungsstellen Bearbeiter
Innviertel (Bezirk Schärding) 2,5 18 ezb – TB Zauner
Innauen 2 11 ezb – TB Zauner
Traun-Krems-Donau Auen 2 7 ezb – TB Zauner
Eferdinger Becken 3,5 28 TBG - blattfisch
Machland 2,5 19 TBG - blattfisch
Innviertler Seengebiet 1,5 12 TBG - blattfisch
Redlbach – Fornacher Redl 1 7 TB Alpenfisch
Enknach 2 9 TB Alpenfisch
Enns und Zubringer 2 17 TB Alpenfisch
Zusätzlich wurden als Eigenleistung von den Bearbeitern 46 weitere Befischungspunkte in
Oberösterreich in die Projektsdatenbank miteinbezogen, sodass sich die Zahl der bearbeiteten
Gewässer bzw. Probestrecken auf insgesamt 174 erhöht (Abb. 2).
11

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Methodik
TBG -
Abb. 2: Übersichtskarte über die Verteilung der Befischungsstellen im Rahmen des vorliegenden Projektes in
Oberösterreich.
Die Beprobung der Gewässer erfolge mittels Elektrobefischung mit benzinbetriebenen
Gleichstromaggregaten.
Fließgewässer wurden watend gegen die Strömungsrichtung befischt. Stillgewässer wurden im
Uferbereich watend befischt. In manchen Fällen kamen hier auch kleinere Boote zum Einsatz.
Größere Fließgewässer wurden mit speziellen Elektrofangbooten in Strömungsrichtung befischt.
Anfangs- und gegebenenfalls auch Endpunkte der Befischungsstrecken wurden mittels GPS-
Geräten aufgenommen (Fa. Garmin). Es wurden (unprojizierte) geographische Koordinaten in
Dezimalgrad-Format gespeichert bei Verwendung des Datums WGS84 (World Geodetic System
1984). Zusätzlich wurde die befischte Länge bzw. Fläche geschätzt und die Befischungszeit
notiert. Über die Abschätzung des Befischungsaufwandes können Fischdichten an
unterschiedlichen Gewässern miteinander verglichen werden.
Der Strom wird bei der Befischung über die Anode, die den Metallring des Keschers bzw. den
Fangrechen des Bootes bildet, ins Wasser geleitet; die Kathode führt in Form einer Kupferlitze vom
Fangaggregat ins Wasser. Fische werden bei der Elektrobefischung je nach Leitfähigkeit des
Gewässers und Körperlänge in einem Umkreis von etwa 1 bis 3 m vom Fangpol angezogen,
schwimmen auf diesen zu (Galvanotaxis) und werden in seiner unmittelbaren Nähe im Stromfeld
narkotisiert (Galvanonarkose). Die betäubten Fische werden unverzüglich aus dem Wasser
gekeschert und in einer Wanne mit ausreichend Frischwasserversorgung bis zur Messung und
Wägung zwischengehältert. Die gefangenen Individuen der Zielfischarten wurden vermessen und
12

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Methodik
zum Teil ein repräsentativer Querschnitt auch gewogen, um für diese Arten neben dem
Artenspektrum auch beschreibende Größen wie Populationsaufbau und Bestandsgewicht
berechnen und analysieren zu können. Begleitfischarten wurden bestimmt und semiquantitativ in
Häufigkeitsklassen (1-einzelne (1-3 Individuen), 2-wenige (4-20 Ind.), 3-viele (21-100 Ind.), 4massenhaft
(>100 Ind.)) unterteilt. Nach abgeschlossener Datenaufnahme wurden die Tiere in die
ursprünglichen Habitate zurückgesetzt.
Neben der Verortung der Befischungsstrecken wurden auch allgemeine hydromorphologische
Parameter der Gewässer aufgenommen (Gewässerlänge, mittlere Breite, Abfluss, mittlere Tiefe,
maximale Tiefe, Sichttiefe). Der Gewässertyp (Entwässerungsgraben, Bach, Fluss, Augewässer,
Tümpel, Weiher, See, künstlich), das Erscheinungsbild (natürlich-naturnahe, naturnahe verbaut,
hart verbaut, naturfern), sowie bei Augewässern auch die Art der Anbindung (ober-, unter-,
beidseitig, nicht) und die Anbindungsfrequenz (>HQ1, HQ1 – HQ10,

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
5 ERGEBNISSE
5.1 Strömer (Leuciscus souffia)
5.1.1 Allgemeines
Merkmale: Langgestreckter, fast drehrunder Körper (meist 12 bis 18 cm, max. 25 cm lang);
kleines, leicht unterständiges Maul; 44 bis 60 Schuppen entlang der Seitenlinie; 10-13
Afterflossenstrahlen (im Gegensatz zu 18 bis 20 beim Schneider); Ansätze der paarigen Flossen
und der Afterflosse orange; orange-gelb eingefasste Seitenlinie (im Gegensatz zur schwarz
eingefassten Seitenlinie beim Schneider); vor allem zur Laichzeit mit violett schimmerndem,
dunklem Längsband (Abb. 3).
Abb. 3: Habitus von Strömer (unten) und Schneider (oben) im Vergleich. Bild: C. Ratschan.
Habitat: Der Strömer besiedelt hauptsächlich Fließgewässer der Äschenregion und vereinzelt
auch Seen, er zeigt ähnliche Habitatansprüche wie der Schneider (Alburnoides bipunctatus) und
die Hasel (Leuciscus leuciscus) (GERSTMEIER & ROMIG 1998, SCHWARZ 1998, BOHL et al. 2004).
Nach letzteren Autoren ist er häufig zusammen mit Aitel (Leuciscus cephalus), Bachforelle (Salmo
trutta f. fario), Koppe (Cottus gobio), Bachschmerle (Barbatula barbatula), Barbe (Barbus barbus)
und dem Schneider selbst anzutreffen. In der Schweiz wurde bei landesweiten Untersuchungen,
die sowohl die Vorkommen des „Nordströmers“ (Telestes souffia) als auch des „Südströmers“
(Telestes (Leuciscus) souffia muticellus) erfassten, eine Vergesellschaftung mit Elritze (Phoxinus
phoxinus), Bachschmerle, Bachforelle und Koppe ermittelt (SCHWARZ 1998).
Die von BOHL et al. (2004) untersuchten Gewässerabschnitte in Bodensee-Zuflüssen, in denen
Strömer angetroffen wurden, waren überwiegend naturbelassene, naturnahe oder bedingt
naturnahe Bereiche. Der überwiegende Teil war nur geringfügig beschattet. An Substraten fanden
sich vor allem Fels, Steine, Kies und Sand. Die Strömungsgeschwindigkeiten im Stromstrich
betrugen meistens zwischen 30 und 60 cm/s. Unterstandsmöglichkeiten fanden sich sowohl im
Ufer- als auch im Sohlbereich. An allen Beprobungsstellen mit Strömernachweisen waren
Uferbereiche mit Grobsteinschüttungen vorhanden. Die Strömer sämtlicher Altersklassen wurden
14

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
überwiegend ufernah, in Bereichen heterogen verteilter Fließgeschwindigkeiten, angetroffen.
Immer wurden dabei die strömungsberuhigten Bereiche bevorzugt, zumeist Strömungsschatten
und Lücken in Grobsteinschüttungen mit bis über 50 cm Eindringtiefe. Die Standorte hatten
Wassertiefen bis 60 cm oder wenig mehr.
Auch Hinterwasserbereiche von Buhnenstrukturen bzw. Verklausungen und Wurzelwerk bewirkten
die nötige Strömungsvarianz und wurden von Strömern aufgesucht. SCHWARZ (1998) und BOHL et
al. (2004) charakterisierten auch Winter-, Fortpflanzungs-, Brut- und Sommerhabitate.
Winterhabitate sind vor allem durch größere Tiefe, geringe Strömung und reichlich Deckungs- oder
Einstandsmöglichkeiten gekennzeichnet. Zudem wurde die besondere Bedeutung von
Nebengewässern (Seitenbäche, Altarme) als stark frequentierte Winterhabitate hervorgehoben.
Differenzierte Beschreibungen von Laichplätzen im Freiland liegen in der bekannten Literatur nicht
vor. Die Untersuchungen von BLESS (1994, 1996) und BOHL et al. (2004) zeigen die
Minimalanforderungen hinsichtlich Strömung und Substrat. Es werden relativ flache Bereiche mit
Strömungsgeschwindigkeiten von 15-50 cm/s und Steinen von 1-3 cm Durchmesser benötigt. Das
Kieslückensystem sollte gut durchströmt sein, da die Strömer keine Laichgruben schlagen,
sondern ihre Eier in das Lückensystem legen, wo sie den Steinen anhaften. Die Wassertiefe an
sich scheint aber im Vergleich mit anderen Faktoren nicht bestimmend zu sein. Bei Bruthabitaten
handelte es sich hauptsächlich um sehr flache Standorte, an denen praktisch keine Strömung
vorhanden war und das Wasser bei Sonneneinstrahlung stärker als der restliche Wasserkörper
erwärmt wurde. Der Gewässergrund bestand zumeist aus Feinsedimentablagerungen.
Diese Standorte fanden sich häufig in sehr flachen Gleithangbereichen und Seitenarmen. In
letzteren konnten die größten Brutschwärme beobachtet werden. Weiterhin wurden
Larvenschwärme auch in flachen, strömungsfreien Einbuchtungen hinter und zwischen
Blocksteinen gefunden. Die adulten Laichtiere suchen nach der Reproduktionsphase ihre
Sommerhabitate auf, genauso wie die 1 + und 2 + -Fische nach dem Verlassen ihrer Winterstandorte.
Sie halten sich dabei in strömungsberuhigten Uferbereichen auf, vor allem im Bereich hinter
Felsen, im Spaltensystem von Grobsteinschüttungen oder hinter Verklausungen auf, wo
unterschiedlichste Strömungsverhältnisse anzutreffen sind. Durch den nahen Hauptstromstrich
wird Nahrung zugeführt. Es wurden Wassertiefen von 60 cm und mehr bei Sohlsubstraten, die
überwiegend aus Kies, Steinen, Felsen und Sand bestanden, bevorzugt.
Fortpflanzung: Strömer werden frühestens in ihrem zweiten Lebensjahr, meist jedoch im dritten
bei einer Länge von etwa 11 bis 12 cm geschlechtsreif (SCHWARZ 1998). Geschlechtsdimorphismus
wird durch den stärkeren Laichausschlag und längere Brust- und Bauchflossen der
Männchen beschrieben (SPILLMANN 1962). Strömer laichen in Schwärmen in der Zeit von Ende
März bis Anfang Mai bei einer Wassertemperatur von 10 bis 12 °C. Dem Laichgeschehen können
kurze, stromaufgerichtete Laichwanderungen, auch in Zubringer, vorausgehen, um geeignete
Laichhabitate aufzusuchen. BLESS (1996a) beschreibt diese mit einer Strömungsgeschwindigkeit
von 0,2 m/s und einer Korngröße von 2 – 3 cm. Pro Saison wird nur einmal abgelaicht, die Eizahl
liegt bei 1500 bis 6250 pro Weibchen. Nach einer Entwicklungsdauer von 100 bis 180
Tagesgraden (BLESS 1996; KAINZ & GOLLMANN 1998; BOHL et al. 2004) schlüpfen die Larven und
dringen zuerst noch tiefer ins Interstitial ein, um es nach zwei bis drei Wochen zu verlassen. Nach
der Emergenz werden die Larven in die Bruthabitate verdriftet.
Nahrung: Die Adulttiere gelten als vorwiegend benthivor, GERSTMEIER & ROMIG (1998) und
SCHWARZ (1998) geben jedoch auch driftende Kleintiere und über der Wasseroberfläche fliegende
Insekten, die im Sprung erbeutet werden, als wichtige Nahrungskomponenten an. Das Höchstalter
wird mit 13 Jahren angegeben.
15

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Populationsdynamik: Aus Schweizer Gewässern sind Dichten von 105 bis 11797 Ind/ha,
Biomassen von 0,3 bis 368,3 kg/ha und relative Individuenanteile von 1 bis 28% bekannt
(SCHWARZ, 1996). Bei BOHL et al. (2004) werden maximale Dichten von 33 Individuen pro 100 m
Befischungsstrecke in der Leiblach angegeben. Aufgrund der hohen Mobilität (Laichwanderungen)
bzw. der jahreszeitlich unterschiedlichen Habitatpräferenzen wurden auch zeitlich im Jahresverlauf
stark schwankende Dichten dokumentiert. Die minimale Verdoppelungszeit einer Population wird
mit 1,4 bis 4,4 Jahren angegeben (www.fishbase.org), wobei die Grundlage für diese Angabe
unklar bleibt.
5.1.2 Historische Verbreitung
Europa: Nach WOLFRAM & MIKSCHI (2007) ist der Strömer eine mitteleuropäische Art, die nur in
Südfrankreich, im Einzugsgebiet der Rhone, in Süddeutschland bis zum Main, in Norditalien und
im ehemaligen Jugoslawien sowie in der Schweiz und Österreich vorkommt. Nach GERSTMEIER &
ROMIG (1998) und BANARESCU & HERZIG-STRASCHIL (1998) und KOTTELLAT & FREYHOF (2007)
kommt der Strömer auch im oberen Theißbecken, in Rumänien und der Ukraine vor. Weiters wird
er von BANARESCU & HERZIG-STRASCHIL (1998) auch für den Balkan bis Süd-Bulgarien und
Montenegro angegeben, wobei es sich um die Nominalform handeln soll und nicht um die
zahlreichen, nahe verwandten Arten bzw. Unterarten die ebenfalls die Balkanhalbinsel bevölkern.
Diese Autoren stellen den Strömer wieder in die Untergattung Telestes, was auch durch
genetische Untersuchungen gestützt wurde (MACHORDOM et al 1999). Früher wurden in
Mitteleuropa 3 Unterarten des Strömers unterschieden: Die Nominalform (Leuciscus souffia
souffia) aus Frankreich, der Südströmer (Leuciscus souffia muticellus) aus Italien und der
Nordströmer (Leuciscus souffia agassizi bzw. L. souffia agassii). Aufgrund morphologischer
(BANARESCU & HERZIG-STRASCHIL 1998; KOTTELAT 1997) und genetischer Untersuchungen
(GILLES et al. 1998; SALZBURGER et al. 2003) werden heute nur noch Nord- und Südströmer
unterschieden, die französischen Populationen werden dem Nordströmer zugerechnet.
Nach DUßLING & BERG (2001) war der Strömer im 19ten Jahrhundert eine in Baden-Württemberg
weit verbreitete und häufige Fischart. Auch GERSTMEIER & ROMIG (1998) bezeichnen den Strömer
als „…früher nicht selten“.
Österreich: Nach SPINDLER (1997), WOLFRAM & MIKSCHI (2007) und ZAUNER & RATSCHAN (2007)
besiedelte der Strömer ursprünglich geeignete Gewässer in ganz Österreich mit Ausnahme des
Burgenlandes.
Oberösterreich: Historische Hinweise auf den Strömer sind grundsätzlich problematisch und
kritisch zu hinterfragen. Verwechslungen mit Laube und Schneider sind kaum auszuschließen,
zumal die örtlichen Bezeichnungen für den Strömer auch Lauge oder Laube lauteten.
So findet sich beispielsweise in einem sehr umfangreichen Werk über die Traunfischerei von
SCHEIBER (1930) eine Eingangsrechnung des Stiftes Kremsmünster, wo u. a. die dortigen
Traunfischer "Laugen" abgeliefert hatten. Weiter wird in diesem Werk auch von "Lauben"
gesprochen, die von Traunfischern gefangen wurden. Ob es sich dabei jeweils um Alburnus
alburnus, Alburnoides bipunctatus oder Leuciscus souffia gehandelt hat, bleibt ungeklärt. Der
einzige brauchbare Hinweis auf Strömer in der Traun findet sich bei KUKULA (1874), der „Telestes
agassizii in den Nebenflüssen der Donau, Enns, Traun, Inn usw.“ nennt.
Für den Tiroler Inn wird der Strömer bereits bei MOJSISOVIC (1897) genannt. Vorkommen auch im
oberösterreichischen Unteren Inn bzw. dessen Zuflüsse lassen sich von der bereits zitierten
Angabe von KUKULA (1874) ableiten. Ein diesbezüglich relevanter Hinweis zum Strömer findet sich
weiters bei KERSCHNER (1956) mit der Bemerkung, dass dieser im Salzach-Inn-Gebiet als "Lauge"
16

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
bezeichnet wurde. Ebenfalls für den oberösterreichischen Inn und die Salzach werden „Laugen“
von KRAFFT (1874) genannt.
Eine fundierte historische Aufschlüsselung von Nachweisen in der Salzach liefert SCHMALL (2008).
Strömer - Angaben gehen bis zu SCHRANK (1798) zurück. Auch MOJSISOVIC (1897) führte den
Strömer für die Salzach an. Den wertvollsten Hinweis liefert allerdings ANONYMUS (1979), der
ehemals massenhafte Vorkommen in der Salzach schildert und die Art genau beschreibt, sodass
Verwechslungen mit Schneider oder Laube auszuschließen sind. Ende der 70er Jahre kam der
Strömer in der Salzach kaum mehr vor und ist aktuell ausgestorben.
Das historische Vorkommen von Strömern in der Enns kann aufgrund der ausgedehnten aktuellen
Bestände als gesichert angenommen werden. Konkrete, verfügbare historische Quellen
beschränken sich auf die bereits zitierte Arbeit von KUKULA (1874).
Zusammenfassend zeichnet sich das Bild, dass das Verbreitungsgebiet des Strömers in
Oberösterreich ursprünglich nachweislich weit größer war, als dies das einzige erhaltene
Vorkommen im Ennsgebiet vermuten ließe. Neben Salzach, Inn und Traun wären ehemalige
Vorkommen in hyporhithralen Abschnitten beispielsweise von Antiesen, Mühl, Vöckla, Alm, Krems,
Steyr oder Aist plausibel, diesbezügliche Annahmen müssen aber derzeit spekulativ bleiben.
5.1.3 Aktuelle Verbreitung
Europa: GERSTMEIER & ROMIG (1998) berichten von einem drastischen Rückgang im historischen
Verbreitungsgebiet und vor allem in Deutschland. Dies wird von DUßLING & BERG (2001) sowie von
LEUNER et al. (2000) für Baden-Württemberg und Bayern bestätigt. Auch SCHWARZ (1998) äußert
sich ähnlich in Bezug auf den Nordströmer in der Schweiz.
Österreich: WOLFRAM & MIKSCHI (2007) sehen den Strömer als eine der am stärksten gefährdeten
Rhithralarten Österreichs. Die Sensitivität des Strömers gegenüber flussbaulichen Eingriffen und
hydrologischen Veränderungen bewirkte einen drastischen Rückgang und die Aufsplitterung in
isolierte Teilpopulationen. Nach ZAUNER & RATSCHAN (2007) kommen Strömer aktuell in der
alpinen Bioregion noch vor allem in Enns, Ybbs, Mur, Gail, Drau, Gurk, Tiroler Inn, Alpenrhein,
Bregenzer Ach, Dornbirner Ach sowie in deren Zubringern vor. In der kontinentalen Bioregion ist er
noch in Mur, Ybbs und Enns zu finden. Vereinzelte Nachweise sind aus Traisen, Triesting, Kleine
Erlauf, Gießgang Greifenstein und Donau bekannt; Das aktuelle Verbreitungsgebiet bleibt damit
weit unter dem historischen (vermutlich Fließgewässer vom Hyporhithral bis zum Übergang ins
Epipotamal incl. weitgehend erloschener Bestände in Inn, unterer Salzach, unterer Traun, Steyr,
Donau).
Oberösterreich: Die Erhebungen im Zuge des vorliegenden Kleinfischprojektes und im Zuge der
Gewässerzustandsüberwachung zeigen das aktuelle Vorkommen des Strömers in Oberösterreich
auf das Ennsgebiet beschränkt. Auch weiter stromauf in der steirischen Enns kommen aktuell
Strömer vor (JUNGWIRTH et al. 1996). Die nächstgelegenen Bestände außerhalb Oberösterreichs
liegen in der mittleren und unteren Ybbs in Niederösterreich.
Trotz intensiver Suche im Rahmen verschiedener Projekte konnten Strömer im Inn und in der
Salzach bzw. anderen Nebenflüssen der Donau nicht mehr gefunden werden. In der Enns konnte
der Strömer allerdings auf einer relativ langen Flussstrecke von Thaling und Kronstorf über Steyr
(Gewässerzustandsüberwachung, Restwasserstudie Enns) bis in die Stauräume Losenstein und
Großraming bis unterhalb des Kraftwerkes Weyer (Kleinfischprojekt) nachgewiesen werden (Abb.
4). Zur Laichzeit im Mai 2008 fanden sich Schwärme von laichbereiten Strömern in den
Mündungsbereichen fast aller Zuflüsse zu diesen Stauräumen, namentlich im Stiedelsbach,
Rohrbach, Reichraming (Mündungsbereich unterhalb des unpassierbaren „Schrabachwehres“) ,
17

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Rodelsbach, Pechgrabenbach, Neustiftgraben, Lumplgraben und Gaflenzmündung, daneben noch
an einigen Standorten im Uferbereich der Stauräume selbst. Lediglich in einigen kleinen Zuflüssen
mit stark rhithralem Charakter (z.B. Oberplaißabach) konnten keine Strömer gefunden werden. Als
einzige Ausnahme von diesem Bild muss der Ramingbach gelten. Hier wurden trotz ähnlicher
Habitatausprägung wie in anderen Zuflüssen mit Strömern, keine Bestände nachgewiesen.
Abb. 4: Fundorte des Strömers im Jahr 2008 im Vergleich zu früheren Nachweisen in der Umgebung.
Die Bestandsgrößen waren als überraschend gut einzustufen, an den meisten Standorten wurden
massenhaft (d.h. über 100 Tiere – siehe Anhangblätter) Strömer gefunden. Dabei gilt zu beachten,
dass sich die Tiere auf Grund der Laichzeit aus größeren Flussbereichen an den Mündungen der
Zubringerbäche zum Laichen versammelten. Dieser Umstand spiegelt sich auch in der
Größenzusammensetzung der gefangenen Individuen wieder (Abb. 5). In den Stauräumen
Losenstein und Großraming bzw. deren Zubringerbächen wurden im Mai deutlich größere
Individuen gefangen, fast ausschließlich laichbereite Tiere mit einer Länge von 13 – 15 cm. Im
Unterlauf der Enns überwogen im Oktober kleinere Fische um 10 cm.
18

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Individuenzahl
100
80
60
40
20
0
Leuciscus souffia, Enns + Zubringer
Kleinfisch, n = 193
GZÜV, n = 188
0 50 100 150 200 250 300
Totallänge
Abb. 5: Längenfrequenz der gefangenen Strömer im Unterlauf der Enns (Gewässerzustandsüberwachungsverordnung
GZÜV) und in den Stauräumen Losenstein und Großraming bzw. deren
Zubringerbächen (Artenschutzprojekt Kleinfische).
An den Fundstellen waren die Strömer hauptsächlich mit Bachforellen, Regenbogenforellen,
Elritzen, Äschen, Bachschmerlen, Koppen, Aiteln, Nasen und Hechten vergesellschaftet (Abb. 6).
Daneben fanden sich vereinzelt Barben, Gründlinge, Huchen, Flussbarsche, Bachsaiblinge,
Lauben, Schneider, Aale und Rotaugen.
Stellen
14
12
10
8
6
4
2
0
Le.so
Sa.tr
On.my
Ph.ph
Th.th
Ba.br
Co.go
Le.ce
Ch.na
Es.lu
Ba.ba
Strömer, Leuciscus souffia
Go.go
Abb. 6: Begleitfischarten die zusammen mit Strömern an den verschiedenen Fundstellen nachgewiesen wurden.
Blau: rheophile Arten, grün: indifferente Arten.
Hu.hu
Pe.fl
Sa.fo
Al.al
Al.bi
An.an
Ru.ru
19

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
5.1.4 Diskussion
Die Ergebnisse der vorliegenden Studie stimmen in Bezug auf die Habitatwahl des Strömers
teilweise mit den bisherigen Literaturangaben überein. Großräumig ist die Enns über weite
Strecken vom Unterlauf bis zum Kraftwerk Weyer der Äschenregion (bzw. dem Hyporhithral bis
zum Übergang ins Epipotamal) zuzurechnen, für die der Strömer charakteristisch ist. Tatsächlich
war die Äsche auch ein oft gefundener Begleitfisch des Strömers. Andererseits ist die Enns in
Oberösterreich stark anthropogen überformt und als Staukette ausgebaut. Dies widerspricht den
Angaben von BOHL et al. (2004) die den Strömer nur in naturnahen Fließgewässern finden
konnten. Auch die Aussage von WOLFRAM & MIKSCHI (2007) und ZAUNER & RATSCHAN (2007), die
den Ausbau der Fließgewässer als wesentliche Ursache des Rückgangs und der Gefährdung
ansehen, scheint in diesem Fall, zumindest auf den ersten Blick, nicht zutreffend. Dagegen muss
festgehalten werden, dass der relativ große Fluss Enns mit zahlreichen strömungsberuhigten
Nebengewässern, die in die Seitentäler hineinragen, die in der Literatur oft hervorgehobene
Heterogenität in Bezug auf Wasserströmungen, Tiefenvarianz und Sedimentvielfalt aufweist.
In den Stauräumen von Losenstein und Großraming wurden die Strömer hauptsächlich in den
Mündungen der Nebenbäche gefunden, und zwar zur Laichzeit. Diese Habitate stimmen in ihren
Eigenschaften weitgehend mit den bei BLESS (1996), SCHWARZ (1998) und BOHL et al. (2004)
beschriebenen Laichhabitaten überein. Die vergleichsweise hohen Individuendichten in den
Zubringern relativieren sich allerdings in Anbetracht der Tatsache, dass sich der Lebensraum einer
Population außerhalb der Laichzeit auf einen gesamten Enns-Stauraum (ca. 7 – 12 km) bezieht.
Somit sind außerhalb des Laichhabitats (unter der Annahme, dass die gesamte Strömerpopulation
in Zubringern laicht) deutlich geringere Strömer-Dichten anzunehmen. Dies bestätigt auch die
geringe Dichte von subadulten Individuen, die bei den Erhebungen in den Stauräumen Losenstein
und Großraming im Hauptstrom selbst gefunden wurden.
Bemerkenswert ist, dass im Gegensatz dazu in der einzigen kurzen Fließstrecke der
oberösterreichischen Enns (Unterwasser Kraftwerk Garsten bis Mündung Steyr; GZÜV 2008) bei
herbstlichen Erhebungen viele Strömer nachgewiesen werden konnten. Dies weist darauf hin,
dass Fließstrecken der Enns ein deutlich höheres Potential als Strömer-Habitat aufweisen dürften
als Staue mit Zubringern als Reproduktionsareal.
Auch in der kurzen Stauwurzel im Unterwasser des Kraftwerks Mühlrading (letzter Stauraum der
Unteren Enns stromab) konnten dichte Strömerbestände gefunden werden. Besonders interessant
erscheint hier, dass am Tag trotz intensiverer Beprobung (ca. 4 km Uferlinie) nur 4 Individuen
gefangen wurden, während in der Nacht (ca. 2 km Uferlinie) 150 Strömer dokumentiert wurden.
Dies weist auf eine diurnal stark unterschiedliche Habitatwahl hin: Untertags dürften sich die
Strömer hier in hohen Wassertiefen bzw. tief in den Ritzen der blocksteingesicherten Ufer
aufhalten, während nachts eine seichtere, ufernähere Habitatwahl und höhere Dispersion zu
beobachten war.
Im stromab anschließenden Stau bei Thaling wurden trotz umfangreicher Tag- und
Nachtbeprobungen keine Strömer dokumentiert. Dies lässt vermuten, dass tiefe Staue unattraktive
Lebensräume für Strömer darstellen. Auch im Ennskanal, einem künstlichen, strukturarmen
Gerinne, konnten keine Strömer gefunden werden (ZAUNER & RATSCHAN, 2008), während in der
Restwasserstrecke stromab Thaling zwar Strömer nachgewiesen wurden, jedoch nur ein einzelnes
Individuum (BERG et al. 2009). Auch diese Restwasserstrecke weist durch bestehende
Querbauwerke (Rampen) den Charakter eines weitgehend gestauten Gewässers mit nur sehr
kurzen freifließenden Abschnitten auf.
In Bezug auf die Vergesellschaftung mit anderen Fischarten wurde schon das häufige Auftreten
gemeinsam mit der Äsche erwähnt. Auch die, im vorliegenden Projekt am häufigsten gefangenen
Begleitfischarten wie Bachforelle, Regenbogenforelle, Elritze, Schmerle, Koppe und Aitel gleichen
den Angaben von SCHWARZ (1998) und BOHL et al. (2004). Obwohl die Ansprüche des Strömers
mit denen von Schneider und Hasel gleichgesetzt wurden (GERSTMEIER & ROMIG 1998, BOHL et al.
2004), konnten in diesem Projekt Schneider nur einmal zusammen mit Strömern gefangen werden.
20

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Haseln wurden überhaupt nicht zusammen mit Strömern vorgefunden. Dies war auch bei
SCHWARZ (1998) der Fall. BOHL et al. (2004) fanden Schneider oft und Haseln fallweise mit
Strömern vergesellschaftet.
Allerdings zeigt eine genaue Analyse der Tabellen in BOHL et al. (2004), dass an jenen Stellen wo
sehr viele Strömer gefangen wurden gar keine Haseln vorkamen und dort wo Haseln gefunden
wurden nur wenige Strömer gefangen wurden. Dies würde eher auf eine Konkurrenzbeziehung
zwischen Hasel und Strömer hindeuten, ja im Extremfall sogar auf ein konkurrenzbedingtes
Ausschlussphänomen, wenn eine weitgehende Überlappung ihrer ökologischen Nischen
angenommen wird.
Gegen diese Hypothese spricht allerdings, dass zumindest in Österreich eine deutliche Zonierung
im Längsverlauf der Fließgewässer zu beobachten ist:
Der Strömer als im Vergleich zu Hasel und Schneider rhithralere Art, kommt mehr auf die
Mittelläufe beschränkt vor (hier sehr oft vergesellschaftet mit der Elritze), während der
Verbreitungsschwerpunkt von Schneider und Hasel weiter im Potamal liegt. Dies bestätigen durch
die längszonalen Verteilungen von Hasel, Strömer und Schneider in anderen Fließgewässern wie
beispielsweise Mur, Ybbs oder Drau und es schlägt sich in entsprechenden Einstufungen des
Fischregionsindex nach SCHMUTZ et al. (2000) nieder (Strömer: 5,4; Schneider: 5,6; Hasel: 6,3).
Darüber hinaus dürfte der Strömer eher sommerkühle Gewässer bevorzugen, während
Schneiderbestände oft in ausgesprochen sommerwarmen, kleineren Fließgewässern in hohen
Dichten auftreten.
Genauere Untersuchungen müssten diese Hypothesen näher beleuchten.
5.1.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge
Der Strömer ist im Anhang II der FFH Richtlinie der Europäischen Union gelistet und genießt
dadurch einen besonderen Schutzstatus. Österreich verpflichtete sich zur Umsetzung der FFH-
Richtlinie, daher sollten Schutzgebiete für diese Art ausgewiesen werden, die
Bestandsentwicklung verfolgt und gegebenenfalls Maßnahmen für die Erreichung des günstigen
Erhaltungszustandes gesetzt werden. Gerade für das oberösterreichische Landesgebiet fehlten
jedoch die dafür notwendigen Grundlagendaten über die Verbreitung und Bestandsgrößen für
diese in Österreich stark gefährdete Fischart (WOLFRAM & MIKSCHI 2007). Die im Rahmen der
vorliegenden Studie durchgeführten Untersuchungen stellen hier im Landesgebiet erstmalig
systematische Erhebungen zum Abbau dieses Defizites dar. Es konnten mehrere
Strömerbestände in Oberösterreich nachgewiesen werden, allerdings waren diese auf das
Ennssystem beschränkt. Im Vergleich zur historischen Verbreitung in Oberösterreich ergibt dies
mit dem Verschwinden aus mehreren Flussgebieten, wie z.B. Salzach, Unterer Inn und Traun
einen dramatischen Rückgang des Verbreitungsareals. Dieser Arealrückgang ergibt sich in
erster Linie aus dem Verlust geeigneter Habitate infolge flussbaulicher Maßnahmen (WOLFRAM &
MIKSCHI 2007, ZAUNER & RATSCHAN 2007), wie Kontinuumsunterbrechungen,
Gewässerregulierungen, Ausleitungen und Stauhaltungen. Darin bestehen die wesentlichen
Defizite im Hinblick auf die Bestandsentwicklung des Strömers in OÖ.
Mögliche Maßnahmen zur positiven Beeinflussung der Bestandsentwicklung werden im Folgenden
von lokalen zu regionalen Skalen beschrieben bzw. auch in einer Prioritätenreihung.
Vorrangig sollten die Zubringer der Enns im Hinblick auf Durchgängigkeit und Struktur verbessert
werden. Als wichtigstes Beispiel wäre die Entfernung oder zumindest die Herstellung der
Passierbarkeit des Schrabachwehrs hervorzuheben. Dieses Wehr schneidet derzeit die
Reichraming von der Enns ab. Bei Herstellung der Passierbarkeit würden viele Kilometer
hochwertiger Lebensraum und hochwertige Laichplätze (Reichraming; Großer Bach im
Nationalpark Kalkalpen) erschlossen, auch für weitere, mittelstreckenwandernde Fischarten wie
Nase und Huchen.
21

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Einige, derzeit bestehende, massive Verbauungen zum Schutz kleiner Uferbereiche wären zu
überdenken (Beispiel siehe Abb. 7).
Abb. 7: Frische, massiv ausgeführte und teure Uferverbauungen am Stiedelsbach mit aus
schutzwasserwirtschaftlicher Sicht fragwürdiger Notwendigkeit, die die Habitat- und Laichplatzqualität für
Strömer und andere Arten verringern.
Im Zuge der Herstellung der Durchgängigkeit der Enns-Staukette (und anderer historischer
Strömer-Gewässer) im Rahmen der Umsetzung der EU-WRRL wäre zum Schutz der FFH-Art
Strömer entscheidend, dass dies in Form möglichst naturnaher, dynamischer Umgehungsarme
geschieht (und - nach Maßgabe der Rahmenbedingungen - nicht in Form von technischen
Gerinnen), sodass Laich- und Lebensräume auch in Stauketten hergestellt bzw. verbessert werden
können.
Für die Steyr, dem wichtigsten Zufluss im Ennssystem, wäre eine Wiederansiedlung des Strömers
anzudenken. Hier wäre im Detail abzuklären, ob eine natürliche Wiederbesiedelung durch
Herstellung der Passierbarkeit aus der Enns im Zuge der Umsetzung der EU-WRRL in absehbarer
Zeit umsetzbar wäre. Alternativ wäre eine Unterstützung der Wiederansiedlung durch
Besatzmaßnahmen nach BLOHM et al. (1994) zu diskutieren.
Vorrangig werden auch Maßnahmen für das Traunsystem vorgeschlagen und hier insbesondere
für die Vöckla und die Traun im Bereich des sog. Almspitz, dem Mündungsbereich der Alm. Hier
scheinen aktuell noch Lebensraumbedingungen für den Strömer gegeben, historische Vorkommen
sind belegt, aber gleichzeitig ist eine natürliche Wiederbesiedelung über Fischaufstiegshilfen aus
dem Enns-Donau-System extrem unwahrscheinlich, weil diese stromauf über die Stauräume der
Donau und unteren Traun (ohne geeignete Trittsteinbiotope) erfolgen müsste.
Zuerst sollte vereinzelten Hinweisen (mündliche Mitteilungen von Fischern 2008) auf Vorkommen
in der Traun nachgegangen werden um eventuell vorhandene Restbestände einer lokalen
Population zu entdecken. Dabei muss aber festgehalten werden, dass die Erfolgsaussichten aus
heutiger Sicht sehr niedrig eingeschätzt werden, weil gerade in den letzten Jahren in der Traun
sehr umfangreiche Erhebungen durchgeführt wurden, die keine Strömer-Nachweise mit sich
brachten. Trotzdem wären solche Fische nach BLOHM et al. (1994) die erste Wahl für eine
22

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
eventuelle Wiederansiedlung im Traunsystem und erst in zweiter Linie sollten Fische aus dem
Ennssystem Verwendung finden.
Eine Wiederansiedelung der Art in der Salzach bzw. im Unteren Inn wäre nur nach massiver
morphologischer Aufwertung und Bewahrung bzw. Entwicklung eines Fließgewässercharakters
dieser Gewässer Erfolg versprechend. Daher sollten mögliche Maßnahmen in dieser Richtung
vorerst nachranging bzw. nur langfristig verfolgt werden.
5.2 Neunaugen (Eudontomyzon mariae / Lampetra planeri)
5.2.1 Allgemeines
Merkmale und Taxonomie: Aalförmiger Körper bis etwa 23 cm Länge (Lampetra planeri: 19 cm);
größter Durchmesser am Vorderende; im Larvenstadium (sog. Querder oder Ammocoeten) ohne
Mundscheibe; kieferloses Saugmaul mit artspezifischer Bezahnung und Auge nur bei Adulten;;
sieben Paar Kiemenöffnungen hinter dem Auge; schuppenlose, schleimige Haut; strahlenloser
Flossensaum; Färbung hellbraun bis dunkel, Bauchseite heller, bei Adulten silberglänzend.
Nach derzeitigem Kenntnisstand kommen in Österreich zwei Neunaugenarten vor: Das
Bachneunauge (Lampetra planeri) und das Ukrainische Bachneunauge (Eudontomyzon mariae).
Die Unterscheidung von E. mariae, insbesondere der Larven, von anderen Arten der Gattung
Eudontomyzon und L. planeri ist schwierig. Meristisch-taxonomische Merkmale sind zum Teil von
großer Variabilität und überlappen. Die Bestimmung erfolgt primär aufgrund von Merkmalen der
Mundscheibe der Adulten. Auch die Zahl von Rumpfmyomeren oder die Größe von Querdern und
Adulten (E. mariae ist großwüchsiger) liefert Hinweise auf die Artzugehörigkeit. Dabei ist zu
berücksichtigen, dass sich Körpergröße und –proportionen auch nach der Umwandlung
(Metamorphose) von der Larve zum adulten Neunauge noch ändern können (KRAPPE, 2008).
Zunehmend werden auch biochemische (Enzym-Elektrophorese) und molekulargenetische
Methoden zur taxonomischen Aufklärung bei Neunaugen verwendet. Die Möglichkeit der
Ausbildung von Hybriden zwischen L. planeri und Eudontomyzon sowie der laufenden Bildung
nicht-parasitischer, nicht anadromer Lampetra-Populationen aus dem Flussneunauge (Lampetra
fluviatilis) ist in Diskussion (HOLCÍK 1995).
Eine umfangreiche Revision von Neunaugen des „E. mariae complex“ (vor allem aus der Mittleren
und Unteren Donau) durch RENAUD (1982) ergab, dass verschiedene als Arten und Unterarten der
Gattung Eudontomyzon beschriebene Taxa einer einzigen, variablen Art E. mariae zuzuordnen
sind. Unter 17 anderen taxonomischen Einheiten wäre auch E. vladykovi als Synonym von
E. mariae zu bezeichnen. Nach FRIEDL (1995) gehören alle in Kärnten untersuchten Neunaugen
E. mariae an, gemäß KOTTELAT (1997) und KOTTELAT & FREYHOF (2007) kommt hingegen im
Einzugsgebiet der Oberen Donau nur Eudontomyzon vladykovi vor; E. mariae wäre im
Donaueinzugsgebiet auf Zubringer unterhalb des Eisernen Tors beschränkt. Damit verbleiben –
auch angesichts der Funde von E. mariae gem. KOTTELAT & FREYHOF (2007) in Oberösterreich –
Widersprüche, die dringend vertiefender taxonomischer Untersuchungen bedürfen.
Biologie: Da hinsichtlich der Biologie des Ukrainischen Bachneunauges und des Bachneunauges
keine wesentlichen Unterschiede erkennbar sind bzw. spezifisches Wissen über die Biologie von
E. mariae nur in geringem Ausmaß verfügbar ist, wird grundsätzlich auf Angaben über das besser
erforschte L. planeri zurückgegriffen. Sofern spezifische Daten zu Eudontomyzon angeführt
werden, so wird dies extra erwähnt.
23

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 8: Querder aus dem Kenadinger Bach (Pfuda-Zubringer) mit für Eudontomyzon mariae typischer
Marmorierung der Flanken.
Bachneunaugen erreichen ab dem 3. Lebensjahr die Geschlechtsreife (HARDISTY, 1986), in
bayrischen Gewässern tritt diese in einem Alter von 5. bis 7. Jahren ein (BOHL & STROHMEIER,
1992; SALEWSKI, 1991). SCHROLL (1959) berichtet in steirischen Gewässern (Eudontomyzon) von
3-4 Jahren Dauer des Larvenstadiums. Über die maximale Dauer liegen divergierende Ergebnisse
vor, es werden bis zu 8 Jahre angenommen (SCHROLL, 1969; WATERSTRAAT, 1989). Auch das
Wachstum der Querder dürfte in verschiedenen Gewässern sehr unterschiedlich verlaufen.
Bei der Umwandlung von der Larve zum Adulttier im Spätsommer bis Herbst entwickeln sich
Augen und die bezahnte Mundscheibe (Abb. 11), der Verdauungstrakt wird völlig zurückgebildet,
da die Ernährung nach der Metamorphose eingestellt wird. Nach der Metamorphose leben
Neunaugen noch bis zu einem knappen Jahr, ohne Nahrung aufzunehmen.
Die Weibchen sind vor der Laichzeit mit Eiern prall gefüllt. Als Eizahl wird 500 bis 2000 pro
Weibchen angegeben (BOHL & STROHMEIER, 1992; MAITLAND, 1980). Die Männchen entwickeln
eine wenige Millimeter lange Geschlechtspapille. Zum Ausgleich der Abdrift der Larven und
Aufsuchen geeigneter Laichplätze vollziehen die Bachneunaugen mehr oder wenig kurze,
stromauf gerichtete Laichmigrationen (MALMQUIST, 1980b), die bei einer Wassertemperatur von 11
- 16 Grad einsetzen. Das Ablaichen erfolgt, abhängig von der Wassertemperatur, in der Regel
zwischen April und Juni. Für das Laichsubstrat wird eine Korngröße von 0,2 bis 20 mm angegeben
(WATERSTRAAT, 1989), BOHL (1995) beobachtete eine ausgeprägte Präferenz für Korngrößen von
10 - 20 mm. Laichtiere heben durch Ansaugen und Abtransport von Kieseln eine Laichgrube mit
etwa 15 bis 20 cm Durchmesser und 5 cm Tiefe aus (BOHL & STROHMEIER, 1992). Der
Laichvorgang erfolgt in Gruppen, wobei das Weibchen vom Männchen umschlungen wird und die
Geschlechtsprodukte portionsweise synchron abgegeben werden. Während des Laichvorgangs
zeigen Neunaugen keinen Fluchtreflex und sind dadurch besonders durch Prädatoren wie
Forellen, Aitel, Hecht, Aalrutte oder Huchen gefährdet. Die Elterntiere sterben wenige Tage bis
Wochen nach dem Ablaichen.
Die Larven schlüpfen nach wenigen Wochen (Entwicklungsdauer etwa 232 bis 321 Tagesgrade)
bei einer Länge von knapp über 3 mm und wechseln vom kiesigen Laichsubstrat in sandige
Bereiche (BOHL & STROHMEIER, 1992). Querder ernähren sich durch Filtrieren, wobei Kieselalgen
(Diatomeen), Protozoen und Detritus im Darm gefunden werden (SCHROLL, 1958 und 1959;
MAITLAND, 1980). Es besteht eine starke Präferenz für Diatomeen, was durch eine selektive
Agglutination von Partikeln im erzeugten Wasserstrom auf den Schleimbändern im Schlund
erreicht wird.
Ökologie: Bachneunaugen kommen im Donausystem von Gewässern der Forellenregion und
alpinen Flüssen, in denen hohe Strömungsgeschwindigkeiten und kiesiges Substrat vorherrschen,
bis in den Tieflandbereich vor. Von Lampetra wird in Süddeutschland über Vorkommen mit einer
Obergrenze von etwa 700 bis 900 m Seehöhe berichtet, von Eudontomyzon ist in Österreich als
Extremfall eine über 1100 m vorkommende Population bekannt (LONKA; ZAUNER et al. 2006). Nach
HOLCIK (1986) bevorzugt E. mariae Gewässer über 250 m Seehöhe mit einem Gefälle von 1,7 bis
16 ‰.
24

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Für Österreich wird ein ausgeprägter Verbreitungsschwerpunkt von Lampetra im Meta- und
Hyporhithral angegeben (Fischregionsindex 4,5; SCHMUTZ et al. 2000). Aus der Schweiz, Bayern
und Baden-Württemberg wird hingegen eine Präferenz von Lampetra für quellnahe Oberläufe
berichtet (BOHL, 1995; KIRCHHOFER, 1995; KAPPUS & RAHMANN, 1995). Hier wird ein gewisser
Widerspruch deutlich, der möglicherweise durch die jeweilige geologische Situation und
entsprechende Sedimentverhältnisse zustande kommt.
Hingegen wird das Auftreten von Eudontomyzon in Österreich vom Metarhithral bis ins Epipotamal
eingestuft (Fischregionsindex 5,1; SCHMUTZ et al. 2000). Damit wurde berücksichtigt, dass
Vorkommen auch in großen, alpin geprägten Flüssen und sommerwarmen kleineren
Fließgewässern mit potamaler Begleitfauna bekannt sind. Ob die unterschiedlichen
Verbreitungsschwerpunkte der beiden Arten auf eine tatsächlich breitere ökologische Valenz von
Eudontomyzon im Vergleich zu Lampetra zurück zu führen, oder eher ein Ergebnis der
überregionalen, biogeographischen Verbreitung sind, bleibt dabei ungeklärt. Im europäischen
Überblick erkennen KAPPUS & RAHMANN (1995) jedenfalls zwischen E. mariae und L. planeri
Gewässern „zumindest makroskopisch keine wesentlichen Unterschiede“.
Essentiell für die Besiedlung von Gewässern durch Bachneunaugen ist die Ausstattung mit
geeigneten Habitaten für die verschiedenen Lebensstadien und Jahreszeiten. Nur in
morphologisch reich strukturierten Gewässern bilden sich heterogene Tiefen- und
Strömungsmuster aus, die aufgrund der wechselnden Schleppkraft unterschiedliche
Sedimentfraktionen in kleinräumiger und wechselnder Verteilung ablegen. Als Laichsubstrat
werden kiesige Fraktionen um 1 cm Korngröße bevorzugt. Im Gegensatz dazu werden als
Wohnsubstrat der Querder und Adulten sandige bis schluffige Fraktionen angegeben. Querder
können besonders an Standorten gefunden werden, wo derartige Sedimente mit organischem
Material durchsetzt sind. Sie sitzen überwiegend in Tiefen von 10 bis 30 cm, im Winter deutlich
tiefer (BOHL, 1995). SCHROLL (1958) berichtet von einer ausgeprägten Präferenz für beschattete
Mikrohabitate. Querder bevorzugen eine gekrümmte bis U-förmige Stellung, nicht immer sind aber
Kopf und Schwanz der Oberfläche zugekehrt. Eine Verbindung zur Sedimentoberfläche
(„Atemröhre“) kann im Freiland nur bei schwacher Strömung beobachtet werden. Es wird
angenommen, dass adulte Neunaugen von der Metamorphose bis zum Beginn der Laichperiode
unter Steinen leben (SCHROLL, 1959). Im Aquarium kann jedenfalls beobachtet werden, dass sich
Adulte nicht eingraben.
Über die Populationsökologie von Bachneunaugen bestehen noch große Wissensdefizite. Für
Lampetra wird eine Eizahl von 520 bis 2000 (HARDISTY, 1964; BOHL & STROHMEIER, 1992)
angegeben. Das Geschlechterverhältnis Männchen zu Weibchen in den Laichgruppen liegt in einer
untersuchten Population bei etwa 2:1 (SALEWSKI, 1991). Eine hohe Mortalität wird vor allem für
frühe Stadien angenommen, etwa durch geringen Ei-Schlüpferfolg und hohe Verluste während der
larvalen Phase. Kritische Perioden dürften auch der Wechsel der Larven von den Laichgruben zu
den sandigen Wohnstätten sowie die Metamorphose sein (MAITLAND, 1980). Aufgrund der
Längenverteilung der Querder schätzt WATERSTRAAT (1989) nach dem ersten Lebensjahr die
jährliche Mortalität mit 30 - 40 %. Durch wechselnden Einfluss physikalischer Faktoren wurden
stark schwankende Jahrgänge beobachtet (HARDISTY, 1961). Wiederholt wird auch auf eine hohe
Mortalität durch Prädation während des auffälligen Laichaktes der Bachneunaugen hingewiesen
(z.B. BOHL & STROHMEIER, 1992).
Informationen über Dichten und Bestandsgrößen von Neunaugenpopulationen sind aufgrund
methodischer Schwierigkeiten bei der Erfassung selten und schwer vergleichbar. WATERSTRAAT
(1989) gibt bei L. planeri für einen norddeutschen Niederungsbach eine geschätzte
Populationsgröße von ca. 9300 Querdern und 500 Adulten an, wobei im Längsverlauf
unterschiedliche Dichten bis maximal etwa 7 Querder pro Meter Bachlänge festgestellt wurden.
Hohe Bestandsdichten von 3 – 13 Ind. pro m 2 fand MALMQUIST (1983) in Schweden. In naturnahen
Gewässern wurden Laichgesellschaften von Eudontomyzon mit etwa 50 bis 100 Individuen
beobachtet (LEVIN & HOLCIK, 2006).
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
5.2.2 Historische Verbreitung
Hinweise in der historischen Literatur sind aufgrund der unauffälligen Lebensweise und geringen
wirtschaftlichen Bedeutung eher selten. Wertvolle Hinweise auf die ursprüngliche Verbreitung
liefern auch jüngere Arbeiten, v. a. SCHROLL (1969), die mittlerweile aufgrund der geschrumpften
Verbreitung von Neunaugen als historisch zu gelten haben.
Aufgrund der historisch und auch aktuell noch recht unklaren Taxonomie wird in der Folge in der
Regel nur auf Neunaugen ohne Gattungs- bzw. Artbezug eingegangen, d. h. ohne die Zuordnung
zu unterschiedlichen Taxa in der Originalliteratur zu erwähnen. Diese ist ohnehin nicht auf den
heutigen Kenntnisstand übertragbar.
Bereits HÖFER (1815) erwähnt, dass Neunaugen (dort: Aal, äälein) 7 Kiemenöffnungen haben und
in der Donau, Traun und anderen Flüssen anzutreffen sind. Am Fischmarkt in Linz wären in den
Monaten Juni und Juli häufig Neunaugen feilgeboten worden, die bei Niederwasser mit Schaufeln
aus dem „koth“ herausgegraben wurden. Bei FITZINGER (1832) werden Querder (Ammocoetes
branchialis) und adulte Neunaugen (z. B. Petromyzon planeri oder fluviatilis) noch als
unterschiedliche Arten beschrieben. Neunaugen werden als selten eingestuft, Querder hingegen in
„Flüssen im lehmigen und sandigen Grunde. In der Donau, Leitha, Fischa, Traun. Ziemlich häufig“.
Einen weiteren Hinweis für das „Trauntal“ findet man bei ARGUS (1910). KRAFFT (1874) weist
darauf hin, dass Neunaugen („Lampreten“) selten in der Donau und Krems (OÖ) vorkommen, aus
dem Schlamm mit Schaufeln ausgegraben werden, und nur zum Ködern dienten.
KUKULA (1874) erwähnt oberösterreichische Vorkommen von „Petromyzon fluviatilis … in der
Donau und deren sumpfigen Seitenarmen, in der Traun und Enns“. Weitere Hinweise aus der
Enns liegen von ARGUS (1910) sowie aus dem steirischen Landesgebiet im Bereich Admont bzw.
dem Zubringer Palten vor. Dort werden in den Aufzeichnungen des Stiftes Admont Neunaugen
angeführt (HAIDVOGL & WAIDBACHER, 1997). Auch SCHROLL (1969) nennt Admont und Liezen als
Fundpunkte. Besonders interessant ist bei letzterer Arbeit, dass Neunaugen auch in der Steyr bei
Pichlern, Grünburg und Frauenstein gefunden wurden.
Für den Tiroler Inn gibt es einen historischen Hinweis, für den Tiroler und Bayerischen Inn auch
wenige aktuellere Funde (HELLER, 1871; SCHROLL, 1969; KAPPUS et al. 1995; SPINDLER et al.,
2002). Ein wahrscheinlich fälschlich als Lampetra planeri determiniertes Belegexemplar aus dem
Tiroler Inn bei Langkampfen liegt am Naturhistorischen Museum in Wien (gesammelt 1989). Dass
Neunaugen auch bis in den Unteren Inn an der bayerisch-oberösterreichischen Grenze heimisch
waren, zeigen neben dem Hinweis von SCHNEEWEIS (1979) auch aktuellere Funde (TEROFAL,
1977; STEINHÖRSTER, 2000; SCHOTZKO & JAGSCH, 2007). SCHROLL (1969) listet Funde im
oberösterreichischen Inn bei Braunau, Schärding und Wernstein. Eine interessante Meldung aus
dem Inn-Einzugsgebiet weist auf einen Neunaugenfund im Rainbach-Unterlauf (Zubringer der
Pram) hin. Diese Population dürfte in den 1960er Jahren ausgestorben sein (GRIMS, schriftl.
Mittlg.).
KOLLMANN (1898) nennt das Neunauge für den Salzburger Flachgau; für die Salzburger Salzach
und Zubringer gibt es Hinweise von AIGNER & ZETTER (1859), ARGUS (1910) und FREUDLSPERGER
(1936). Basierend auf diesen Nachweisen und Funden im Unteren Inn kann ein historisches
Vorkommen auch im Bereich der oberösterreichischen Salzach als sehr wahrscheinlich
angenommen werden (vgl. SCHMALL, 2008)
Aus diversen Fließgewässern im Mühlviertel wären bei intensiver Recherche möglicherweise eine
Reihe historischer Beschreibungen von Neunaugenvorkommen auszuheben. Als konkreter
historischer Hinweis liegt die Arbeit von KERSCHNER (1928) vor. Weitere Recherchen wurden nicht
durchgeführt, da sie aufgrund der auch aktuell noch verbreiteten Bestände wenig Wissensgewinn
erhoffen ließen.
Zusammenfassend ist davon auszugehen, dass Neunaugen beim Vorliegen geeigneter
Sedimentverhältnisse fast oberösterreichweit in Fließgewässern vom Metarhithral bis zum
Epipotamal vorgekommen sind und zumindest lokal häufig gewesen sein dürften. Vor der
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
vollständigen Regulierung der großen und mittelgroßen oberösterreichischen Flüsse waren für
Neunaugen lebensnotwendige Habitate in deutlich mehr Gewässerstrecken verfügbar, als dies in
den regulierten und über weite Strecken gestauten Flüssen der heutigen Zeit der Fall ist.
Historische Quellen dokumentieren Petromyzontiden jedenfalls für Salzach, Inn, Donau, Traun,
Krems, Steyr, Enns und Zubringer sowie für das Mühlviertel.
5.2.3 Aktuelle Verbreitung
Bisher wurde in Bezug auf die Artzugehörigkeit österreichischer Neunaugen angesichts der
diagnostischen und taxonomischen Probleme ein pragmatischer Weg beschritten, sofern keine
bestimmbaren Adulttiere verfügbar waren bzw. untersucht wurden: Funde südlich der Donau
wurden Eudontomyzon mariae zugeordnet, während Funde im Wald- und Mühlviertel bzw. in der
Böhmischen Masse zu Lampetra planeri gestellt wurden (vgl. ZAUNER & RATSCHAN, 2005;
WOLFRAM & MIKSCHI, 2007).
Zum gegebenen Zeitpunkt ist eine etwas differenziertere Herangehensweise möglich. Im Zuge der
Erhebungen für das Kleinfischprojekt und weiterer Untersuchungen konnten neue Neunaugen-
Populationen gefunden und teils eindeutig zumindest auf Gattungsniveau bestimmt werden. Nach
Maßgabe des aktuellen Wissenstandes konnten auch einige der älteren Funde den beiden Taxa
zugeordnet werden.
Zum Zeitpunkt vor Projektbeginn waren in Oberösterreich vor allem im Mühlviertel aus den
Einzugsgebieten von Mühl, Rodl, Aist, Gusen, Maltsch und dem nördlichen Machland
Neunaugenfunde bekannt (ZAUNER & RATSCHAN, 2005; GUMPINGER et al. 2005). Südlich der
Donau gab es nur wenige Funde, beispielsweise aus der Vöckla (UIBLEIN et al. 1996) und dem
Sandbach (SILIGATO & GUMPINGER, 2004). Aus der Donau lagen einzelne Funde vor, die primär
durch Abdrift aus Zuflüssen erklärt wurden (ZAUNER, 2002; ZAUNER et al. 2007).
Nach Durchführung der Kleinfisch-Erhebungen hat sich das Bild über die Faunistik der Neunaugen
in Oberösterreich deutlich verdichtet. Dabei wurden bewusst die nicht allzu seltenen
Neunaugenvorkommen im Mühlviertel, die zum damaligen Stand des Wissen pauschal Lampetra
planeri zugeordnet wurden, nicht weiter im Freiland bearbeitet. Dies mit dem Ziel, den
Bearbeitungsaufwand auf die in Bezug auf Wissensdefizite und naturschutzrelevante
Fragestellungen wichtigeren Vorkommen südlich der Donau zu konzentrieren (Abb. 10).
Das einzige schon bekannte Neunaugen-Vorkommen im Traun-System aus der Vöckla, das
damals fälschlich als Lampetra planeri bestimmt wurde (UIBLEIN et al. 1996), konnte 2008 wieder
bestätigt werden. Auch im Jahr 1996 wurden die Neunaugen in der Vöckla nahe der Mündung des
Fornacher Redlbaches gefangen. Ebenfalls im Mündungsbereich, aber im Fornacher Redlbach
selbst, wurden 2008 auf einer Sedimentbank 31 Neunaugen gefunden, davon 4 als Eudontomyzon
mariae bestimmbare Adulte. Auch anhand der Marmorierung der Querder und deren Länge
(Querder bis 215 mm, Adulte bis 200 mm) bestätigte sich diese Determinierung. Etwa 2,5 km
stromauf der Mündung wurden 6 Querder und ein Adulter gefunden – dieser Fundpunkt liegt im
Natura 2000 Gebiet „Wiesengebiete und Seen im Alpenvorland, AT 3123000“ (Abb. 9).
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 9: Neunaugen-Standorte im Fornacher Redlbach nahe der Mündung (links) und ca. 2,5 km stromauf (rechts).
Noch weiter stromauf, etwa auf Höhe der Ortschaft Seppenröth, fehlten Neunaugen. In diesem
Bereich lag jedoch auch das geeignete, feinsandige bis schluffige Sohlsubstrat nur mehr in sehr
geringem Ausmaß vor. Im Frankenburger Redlbach wurden keine Neunaugen gefunden, hier
bestehen Hinweise auf Fischsterben in der Vergangenheit.
Neu sind Neunaugenfunde im Sipbach, der ca. bei Fluss-km 12 rechtsufrig in die Traun mündet
(BART & GUMPINGER, 2009). Hier konnten im Unterlauf ebenfalls auf Basis der Größe als
Eudontomyzon zu bestimmende Neunaugen entdeckt werden.
Im Pfuda-System, einem Zubringer der Pram und in weiterer Folge des Inn, konnte eine sehr gute
Neunaugenpopulation entdeckt werden, die bisher nicht bekannt war. Das Gewässer war aufgrund
von vagen Hinweisen eines Fischereiberechtigten als Zielgebiet ausgewählt worden. Bereits erste
sondierende Erhebungen durch den Auftraggeber (schriftl. Mittlg. GUTTMANN / HEHENWARTER)
hatten im Hackinger Bach im Juli 2007 zwei Querderfunde geliefert. Bei den folgenden detaillierten
Erhebungen konnten in der Pfuda selbst in den Bereichen Bereich Angsüß und Kindling insgesamt
72 Neunaugen nachgewiesen werden. Stromauf bei der Mündung des Aubaches sowie stromab
bei Kalling konnten keine Funde verzeichnet werden, sodass der Pfuda-Mittellauf etwa zwischen
Mitterndorf und Sigharting als Verbreitungsschwerpunkt anzunehmen ist.
Darüber hinaus gelangen Nachweise in den angrenzenden Pfuda-Zubringern Auinger Bach (18
Individuen), Kenadinger Bach (Mündungsstrecke, 49 Individuen) und Hackinger Bach (Angsüß und
Heizing; 16 Individuen). Besonders erfreulich ist, dass auch 4 adulte Individuen zum Vorschein
kamen, die anhand der Saugscheibe eindeutig der Gattung Eudontomyzon zugeordnet werden
können (Abb. 11). Bemerkenswert ist die Größe der Neunaugen der Pfuda-Population, die bis zu
225 mm (Querder) bzw. 205 mm (Adulte) messen.
In sämtlichen anderen, nahe gelegenen Fließgewässern im Bezirk Schärding, wie beispielsweise
Rainbach, Diersbach, Doblbach, Großer und Kleiner Kößlbach, Pram etc. wurden keine
Neunaugen gefunden, obwohl teilweise geeignetes Sohlsubstrat vorliegt.
Im Inn konnten im Zug der Gewässerzustandserhebung bei Braunau 2 Querder gefangen werden,
die von SCHOTZKO & JAGSCH (2007) aufgrund ihrer Marmorierung als Eudontomyzon bestimmt
werden. Dieser Fund liegt knapp stromauf des Natura 2000 Gebiets „Unterer Inn“. Ebenfalls im
Stau Ering (km 57,0) konnte bereits STEINHÖRSTER (2000) einen einzelnen Querder nachweisen.
Auch kurz vor der Mündung in die Donau im Unterwasser des Kraftwerkes Ingling bei Passau
wurden auf bayerischer Seite Neunaugen gefunden (OTT, mündl. Mittlg. 2008).
Aus dem Aschach-System wurden Neunaugen erstmals im Sandbach nachgewiesen (SILIGATO &
GUMPINGER, 2004), die zu diesem Zeitpunkt noch als Lampetra planeri bestimmt wurden. Aufgrund
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
der ausgesprochen großen Maximallänge der Querder (bis 210 mm) und deren Färbung ist dieser
Fund zum derzeitigen Kenntnisstand wahrscheinlich Eudontomyzon zuzuordnen.
Aus der oberösterreichischen Enns waren im Vorfeld Hinweise auf Neunaugen bekannt geworden,
die in abgesenkten Stauen der Enns-Staukette massenhaft zum Vorschein kamen (HEHENWARTER,
mündl. Mittlg.). Auch aus der stromauf angrenzenden steirischen Enns samt Zubringern liegen
Neunaugenfunde vor (JUNGWIRTH et al. 1996; Life Projekt Gesäuse: WIESNER, mündl. Mittlg.). Im
Zuge der Kleinfisch-Erhebungen in den Stauräumen Großraming und Losenstein gelang aber kein
Nachweis, wofür vor allem die methodische Schwierigkeit verantwortlich sein dürfte,
möglicherweise in größerer Wassertiefe im Stau befindliche Neunauge zu fangen. Allerdings
wurde auch von lokalen Fischereiberechtigten von vereinzelt gesichteten Neunaugen berichtet.
Im Enns-Unterlauf zwischen dem Kraftwerk Garsten und der Ausleitung bei Thaling konnten
aktuelle Erhebungen keine Neunaugen belegen, auch hier ist jedoch ein glaubhafter Hinweis eines
Fischereiberechtigten interessant, der laichende Neunaugen im Bereich hinter dem Leitwerk der
Steyr im Stadtgebiet (km 30,3) beobachten konnte. Ein Einzelnachweis in der oberösterreichischen
Enns gelang lediglich im Herbst 2008 kurz vor der Mündung in die Donau im Ennshafen, wo ein
210 mm langer Querder nachgewiesen wurde (BERG et al, 2009.). Aufgrund der gehäuften
Hinweise ist mit hoher Wahrscheinlichkeit davon auszugehen, dass die oberösterreichische Enns
von Neunaugen der Gattung Eudontomyzon besiedelt ist.
Nachweise von Neunaugen in der Donau sind ausgesprochen selten, obwohl sie historisch auch
aus der Donau bekannt und belegt sind. So liegen in der Fischsammlung des Naturhistorischen
Museums in Wien aus den Jahren 1846 bis 1906 über 50 Belegexemplare, die aus dem Bereich
Prater / Stadlau / Krieau stammen und damals noch der Art Eudontomyzon danfordi (nach
heutigem Stand wahrscheinlich E. mariae) zugeordnet wurden. In jüngerer Zeit wurde ein
Querdernachweis für die Donau erstmals 2002 aus dem Winterhafen bei Linz bekannt (ZAUNER,
2002; 194 mm), sowie ein weiterer bei Ottensheim (ZAUNER et al. 2007, 140 mm). Im Altarm
Grimsing in der Wachau (Niederösterreich) konnten ebenfalls 2 Querder mit Längen von 180 und
190 mm gefunden werden (ZAUNER et al. 2008). Im Stauraum Jochenstein bei Obernzell werden
2008 auf einer Sedimentbank auf der bayerischen Seite Neunaugen gefangen (OTT, mündl.
Mittlg.).
In einem Zubringer zur Naarn im Machland, dem Mettensdorfer Mühlgang, wurden bereits im
Jahr 2005 Neunaugen gefangen (GUMPINGER et al. 2005), 2 Querder (168, 170 mm) und 2 Adulte
(182, 190 mm). Aufgrund der großen Längen (Tab. 3, Abb. 12) können diese mit hoher
Wahrscheinlichkeit als Eudontomyzon bestimmt werden und wären damit der erste Nachweis der
Art im Mühlviertel (siehe Diskussion).
29

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 10: Neunaugen-Nachweise in Oberösterreich; Böhmische Masse (Granit- und Gneisgebiet) in blau.
Im benachbarten Salzburg sind Neunaugen im Salzach-Einzugsgebiet verschollen bzw.
höchstwahrscheinlich ausgestorben - Neunaugen gibt es nur mehr im Mur-Einzugsgebiet im
Lungau (ZAUNER et al. 2006). In Niederösterreich sind Neunaugenbestände aus dem
Lainsitzgebiet und dem Kleinen Kamp bekannt (höchstwahrscheinlich Lampetra planeri; SCHLOTT
& SCHLOTT-IDL, 1991; HINTERHOFER et al. 2007), darüber hinaus gibt es seltene Funde in der
Wachau (Altarm Grimsing, ZAUNER et al. 2008), der Lobau (SCHROLL, 1969) und an der
slowakischen Grenze in einem Zufluss der March (SPINDLER et al. 1992). In der Ybbs wurden
Neunaugen für Rosenau, Waidhofen, Opponitz und Hollenstein angeführt (SCHROLL, 1969), dieser
Bestand dürfte jedoch mit hoher Wahrscheinlichkeit ausgestorben sein. In der Obersteiermark
kommen Neunaugen nach wie vor in der Enns und den Unterläufen diverser Zubringer im Ennstal
vor (z.B. Gulling, Palten). In Südösterreich (Steiermark, Burgenland, Kärnten) sind Neunaugen in
den Einzugsgebieten von Raab (mit Lafnitz, Strem, Pinka und Rabnitz), Mur und Drau (mit Gail)
lokal nicht selten; in Tirol gibt es einzelne aktuelle Nachweise aus dem Inn (MARK, mündl. Mittlg.
2008), aus Vorarlberg sind keine historischen oder rezenten Vorkommen bekannt.
In Bayern ist das Ukrainische Bachneunauge sehr selten, Lampetra aber im Bayerischen Wald
und im Maingebiet deutlich häufiger. Der westlichste Fund von Eudontomyzon gelang bei Paar bei
Aichach, weitere Funde gibt es aus dem Inn bei Wasserburg und in der Großen Ohe nordöstlich
von Passau (KAPPUS & RAHMANN, 1995). Weitere aktuelle Neunaugenfunde liegen aus dem Inn bei
Ingling und im Donau-Stauraum Jochenstein bei Obernzell vor. Generell sind Neunaugen, v. a.
Lampetra planeri, im nördlichen Bayern weit häufiger als im grenznahen südbayerischen Raum
(BOHL, 1995).
30

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
5.2.4 Diskussion
Die zwei derzeit für Österreich geführten Petromyzontiden – das Bachneunauge (Lampetra
planeri) und das Ukrainische Bachneunauge (Eudontomyzon mariae) – sind beide im Anhang II
der FFH-Richtlinie geführt. Dies verpflichtet Österreich, Schutzgebiete für diese Arten
auszuweisen, die Entwicklung der Bestände zu beobachten und gegebenenfalls Maßnahmen mit
dem Ziel eines günstigen Erhaltungszustands zu ergreifen. Die Umsetzung der FFH-Richtlinie wird
in diesem Zusammenhang stark erschwert, weil das Wissen über beiden Arten in Bezug auf
entscheidende Aspekte wie Verbreitung und Artzugehörigkeit massive Defizite aufweist.
Oberösterreich war bisher das Bundesland mit den wesentlichsten Wissenslücken, weil hier beide
Schutzgüter vorkommen, jedoch kaum grundlegende Untersuchungen zur Abgrenzung der
Verbreitungsgebiete und Bestandssituation beider Arten durchgeführt wurden.
Zum gegebenen Zeitpunkt hat sich das Wissen über die Faunistik und Ökologie von Neunaugen in
Oberösterreich wesentlich verbessert, sodass wichtige Grundlagen für ein sinnvolles Management
dieser Schutzgüter geschaffen wurden. Daher wird in diesem Kapitel besonders auch der Aspekt
Taxonomie und Biogeographie diskutiert.
Das brauchbarste Merkmal zur Artbestimmung von Neunaugen stellt die Saugscheibe dar, die nur
bei eher schwer nachweisbaren, adulten Tieren ausgebildet ist. Charakteristisch für Eudontomyzon
ist gegenüber Lampetra, dass mehrere Reihen von exolateralen Zähnen auftreten (Lampetra:
einreihig), die mittleren Endolateralzähne zweigipfelig sind (Lampetra: dreigipfelig) und posteriale
Zähne vorliegen (Lampetra planeri: fehlend oder kaum sichtbar). Die Larven der Neunaugen
(Querder, Ammocoeten) weisen wenig taxonomisch brauchbare, morphologische Merkmale auf
und sind daher nur sehr eingeschränkt bestimmbar. Dies stellt – neben der versteckten
Lebensweise – einen wesentlichen Grund für das im Vergleich mit anderen Wirbeltieren
außerordentlich schlechte Wissen über Neunaugen dar.
Auf Basis der Saugscheiben der untersuchten Adulten aus der Pfuda ist dieser Bestand eindeutig
als Eudontomyzon anzusprechen (Abb. 11). Die Saugscheiben ähneln sehr stark jenen der
Adulten, die im Fornacher Redlbach gefangen wurden. Anhand dieser sicher als Eudontomyzon
bestimmten Individuen können auch äußere Merkmale von Querdern derselben Population als
Bestimmungsmerkmale für oberösterreichische Ammocoeten diskutiert werden, weil sympatrische
Bestände mehrerer nicht parasitärer Neunaugenarten an einem Fundort extrem unwahrscheinlich
bzw. in Mitteleuropa nicht bekannt sind.
1
1
2
3
Abb. 11: Saugscheiben von L. planeri (Aist, links) sowie E. mariae aus dem Redlbach (Mitte) und der Pfuda
(rechts). 1 .. exolaterale Zähne; 2 .. endolaterale Zähne; 3 .. posteriale Zähne
In Hinblick auf die Ammocoeten-Taxonomie ist die auffällige Marmorierung großer Querder (Abb.
8) zu erwähnen, die bei KOTTELAT & FREYHOF (2007) als einzig verfügbares Bestimmungsmerkmal
von Eudontomyzon mariae gegenüber anderen Mitgliedern dieser Gattung angegeben wird und
auch zur Unterscheidung von L. planeri, dessen Querder nicht marmoriert sind, verwendbar ist.
31

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Dabei ist zu berücksichtigen, dass die Marmorierung erst bei großen Querdern, wahrscheinlich im
letzten Jahr vor der Metamorphose, deutlich ausgeprägt ist, sodass das Fehlen bei kleineren
Ammocoeten keinesfalls als diagnostisches Merkmal verwendet werden kann.
Diese Marmorierung tritt bei den Querdern aus dem Pfuda- und Vöcklasystem auf, sowie auch bei
den Sipbach- und Sandbachpopulationen. Die Bestimmung der Pfuda-Neunaugen als
Eudontomyzon mariae gemäß dem aktuellen taxonomischen Wissensstand anhand von Fotos wird
auch von FREYHOF bestätigt (schriftl. Mittlg., 2008).
Tab. 3: Biometrische und morphologische Merkmale von Neunaugenfunden in Oberösterreich – Querder und
Adulte getrennt.
Pfuda + Fornacher
Mettensdorfer
Gewässer
Zubringer Redl Sippbach Sandbach Enns Mühlgang Gr. Mühl Maltsch Aist
Datum Apr.08 Sep.08 Jun.08 Sep.04 Sep.08 Apr.05 Aug.08 Jul.02 Apr.07
Querder Anzahl 152 33 11 17 1 2 54 192 9
Kleinstes Ind. 40 55 20 100 - 168 50 40 55
Mittlere Länge 140 141 106 146 - 169 97 100 98
Größtes Ind. 225 215 190 210 210 170 150 153 145
Marmorierung ja ja ja ja ? ? ? ? ?
Adulte Anzahl 4 5 1 - - 2 33 - 4
Kleinstes Ind. 140 185 200 - - 182 110 - 120
Mittlere Länge 168 192 200 - - 186 129 - 129
Größtes Ind. 205 200 200 - - 190 153 - 140
Saugscheibe E. mariae E. mariae - - - - ? - L. planeri
Vorläufige Determination: E. mariae E. mariae E. mariae E. mariae E. mariae E. mariae L. planeri L. planeri L. planeri
In der Literatur wird eine unterschiedliche Maximalgröße von Querdern und Adulten der beiden
Gattungen angegeben (Tab. 4). Dies bestätigt sich eindrucksvoll anhand der oberösterreichischen
Tiere. Mittlere Längen sind bei Querdern wenig aussagekräftig, weil unterschiedliche Jahrgänge
unterschiedlich stark ausgeprägt bzw. aus methodischen Gründen unterschiedlich gut repräsentiert
sein können. Daher werden zur Diskussion vor allem Maximallängen herangezogen. Diese liegen
bei den anhand der Saugscheibe der Adulten als Eudontomyzon bestimmten Populationen bei 225
mm bzw. 215 mm und damit weit über den Mühlviertler Lampetra-Populationen (145 bis 153 mm
Maximallänge), von denen überaus viele Querder vermessen wurden (Abb. 12). Ähnlich stellt sich
das Längenverhältnis bei den Adulten dar, die im Fall von Eudontomyzon bis 205 mm messen, bei
Lampetra hingegen nur bis 153 mm, bei ebenfalls hohen Grundgesamtheiten bei der Vermessung.
Tab. 4: Größenangaben (Totallänge) nicht parasitischer, europäischer Neunaugen in der Literatur .
Art Querder Adulte Quelle
Lampetra planeri max. 184 mm max. 151 mm MAITLAND (1980)
120 – 175 mm 80 - 160 mm KOTTELAT & FREYHOF (2007)
Eudontomyzon mariae - max. 208 mm RENAUD (1982)
max. 193 mm max. 192 mm FRIEDL (1995)
- 128 - 199,5 mm LEVIN & HOLCIK (2006)
bis ca. 200 mm KOTTELAT & FREYHOF (2007)
Eudontomyzon vladykovi bis ca. 212 mm KOTTELAT & FREYHOF (2007)
32

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
mean + max. TL [mm]
250
200
150
100
50
0
Eudontomyzon sp.
Lampetra planeri
Querder
Adulte
Pfuda Redl Sippb. Sandb. Machland Lonka Kärnten Stmk Gr. Mühl Maltsch Aist
Querder: n = 152 n = 33 n = 11 n = 17 n = 2 n = 26 n = 344 n = 218 n = 54 n = 192 n = 9
Adulte: n = 4 n = 5 n = 1 n = 0 n = 2 n = 0 n = ? n = 0 n = 33 n = 0? n = 4
Abb. 12: Größen von Neunaugen-Querdern (Balken) und Adulten (Punkte). n .. Individuenzahl; ? .. Querder und
Adulte nicht differenziert; Kärnten: div. Kärntner Gewässer. Stmk: div. steirische Gewässer (aus: SCHROLL,
1958).
Auf Basis dieser Ergebnisse können auch Hinweise auf die Artzugehörigkeit von Populationen an
Fundorten gewonnen werden, an denen nur Querder nachgewiesen wurden, wenn genügend hohe
Grundgesamtheiten oder entsprechend große Individuen zur Verfügung stehen.
Die Neunaugen aus dem Sipbach können auf Basis der großen Totallänge mit hoher
Wahrscheinlichkeit Eudontomyzon zugeordnet werden, was auch aufgrund der erkennbaren
Marmorierung möglich ist und angesichts des Vorkommens der Art im Vöckla-System (ebenfalls
Traun-Einzugsgebiet) plausibel erscheint.
Auch die Sandbach-Querder sind auffallend groß, marmoriert und damit mit hoher Sicherheit als
Ukrainische Bachneunaugen zu bestimmen. Wie im Fall der Pfuda können damit als Novum auch
im österreichischen Gebiet der Böhmischen Masse (die im Sauwald und dessen östlichen
Ausläufern auch südlich der Donau aufragt) Ukrainische Bachneunaugen nachgewiesen werden.
Die Größenverteilungen der in Abb. 12 dargestellten Mühlviertler Neunaugen sind sehr einheitlich
und weit kleiner – Querder und Adulte werden kaum größer als 150 mm. Die einzige Ausnahme
sind jene aus dem Mettensdorfer Mühlgang aus dem Jahr 2005, wo der größere der je zwei
Adulten 190 mm misst und der größere Querder 170 mm. Eine allfällige Marmorierung der Querder
aus dem Mettensdorfer Mühlgang ist auf Basis der verfügbaren Bilder weder auszuschließen noch
sichtbar, da bei dieser Größe noch nicht unbedingt ausgeprägt und fällt damit als
Bestimmungsmerkmal aus. Aufgrund der geringen Grundgesamtheit verbleiben hier bei der
Determination Unsicherheiten, die Größe der Adulten (im April, d.h. reif und weitgehend fertig
„geschrumpft“) spricht aber mit sehr hoher Wahrscheinlichkeit für Eudontomyzon. Damit wäre das
Ukrainische Bachneunauge erstmals auch nördlich der Donau nachgewiesen. Dazu ist zu
ergänzen, dass eine Population im Aist-Unterlauf (nur etwa 15 Kilometer entfernt und fast auf
derselben Seehöhe), deren Querder und Adulte weit kleiner sind, anhand der Saugscheibe als
L. planeri bestimmt wurde. Dies spricht dafür, dass hier tatsächlich unterschiedliche Gattungen
vorliegen.
33

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Freilich ist einzuschränken, dass eine Determinierung alleine aufgrund der Totallänge auch bei
großer Grundgesamtheit mit gewissen Unsicherheiten behaftet ist. Daher ist für die Zukunft für alle
nachgewiesenen Neunaugenpopulationen eine definitive Bestimmung von Adulten anhand der
Saugscheibe anzustreben.
Dies vor allem deshalb, weil das maximale Größenwachstum von Neunaugen in Abhängigkeit vom
Gewässer variieren und von Umweltfaktoren wie Höhenlage, Wassertemperatur oder
Nahrungsangebot beeinflusst werden kann (MOORE & POTTER, 1976; BIRD & POTTER, 1979;
MAITLAND, 2003). KAPPUS et al. (1995) fanden in einem winterwarmen baden-württembergischen
Donauzubringer als Lampetra zu bestimmende, adulte Neunaugen mit maximal 192 mm. Dies
stellt eine in der Literatur genannte, einzigartige Maximallänge dar, die allerdings in zitierter Arbeit
entsprechend als Ausreißer diskutiert wird. Weder im südbayerischen Raum noch in Österreich
sind bisher derartig große Exemplare von Lampetra bekannt geworden.
In diesem Zusammenhang ist eine in Abb. 12 angeführte Population aus der Lonka (Mur-
Einzugsgebiet im Lungau, ca. 1100 m Seehöhe; ZAUNER et al. 2006) interessant, weil es sich
hierbei aus zoogeographischen Überlegungen um Eudontomyzon handeln sollte, die Größe der
Querder mit maximal 185 mm aber deutlich unter denen der oberösterreichischen Neunaugen und
eines umfangreichen Datensatzes aus verschiedenen Kärntner Gewässern liegt. Hier wäre ein
Einfluss der großen Seehöhe plausibel, aber auch genotypische Unterschiede könnten eine Rolle
spielen.
Große taxonomische Unsicherheiten verbleiben, weil die Gattung Eudontomyzon stark
revisionsbedürftig bzw. ungenügend bearbeitet ist. Neunaugen aus Südösterreich weisen
Unterschiede zu den als E. mariae bestimmten Tieren aus Oberösterreich auf und wären gemäß
KOTTELAT & FREYHOF als E. vladykovi zu bestimmen. Möglicherweise handelt es sich dabei aber
auch um eine neue Art (FREYHOF, schriftl. Mittlg). Hier wären größer angelegte, phylogenetische
und morphologische Untersuchungen von Nöten. Die vorliegende Arbeit kann aber zumindest auf
Gattungsniveau gut abgesicherte, neue Erkenntnisse liefern.
Aus Sicht der Verbreitung von Neunaugen in Oberösterreich zeigt sich, dass Lampetra tatsächlich
auf das Mühlviertel beschränkt vorkommen dürfte. Wie bisher die Donau als Verbreitungsgrenze
heranzuziehen wäre jedoch in Anbetracht des Fundes von Eudontomyzon im nördlichen Machland
unzureichend. Auch die nahe liegende Hypothese, dass in der Böhmischen Masse ausschließlich
Lampetra verbreitet wäre bzw. die Geologie den für die Verbreitung der beiden Arten
entscheidenden Habitatparameter darstellt, wird widerlegt, schließlich können in Sandbach und
Pfuda, beides Gewässer, deren Einzugsgebiete vorwiegend in der Böhmischen Masse liegen,
Ukrainische Bachneunaugen dokumentiert werden (Abb. 10). Ähnliches zeigt sich in Bayern, wo in
der Großen Ohe (linksufriger Donauzubringer nordöstlich von Passau) Eudontomyzon
nachgewiesen werden konnte (KAPPUS & RAHMANN, 1995).
Auch in anderen europäischen Flusssystemen treten gemeinsame Vorkommen von
Eudontomyzon und Lampetra auf [z.B. Wolgasystem (RESHETNIKOV et al., 2004); Weichselsystem
(fraglich; REMBISZEWSKI, 1968); March, Theiss (HOLCIK, 1995)]. Ob es dabei auch zu einer
räumlichen Überlappung von Populationen kommt, ist nicht bekannt und wäre noch zu
untersuchen (LEVIN & HOLCIK, 2006). Auch die Möglichkeit der Hybridisierung beider Arten ist in
Diskussion (REMBISZEWSKI, 1968). Allerdings wird die Beschreibung von Hybriden bezweifelt, weil
die morphologischen Merkmale von E. mariae eine große Variabilität aufweisen (LEVIN & HOLCIK,
2006).
Im gesamten Donaueinzugsgebiet zeigt sich das Verbreitungsmuster, dass L. planeri vor allem
Oberläufe von linksufrigen bzw. nördlichen und östlichen Zubringern der Oberen Donau besiedelt,
während Eudontomyzon schwerpunktmäßig in südlichen und westlichen Zubringern der Mittleren
und Unteren Donau auftritt. Dieses Phänomen lässt sich durch zwei Hypothesen plausibel erklären
(siehe KAPPUS & RAHMANN, 1995):
1) Lampetra ist sekundär durch temporäre Verbindungen mit Oberläufen aus dem
atlantischen Einzugsgebiet eingewandert („Flussanzapfungen“)
34

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
2) Lampetra planeri war zuerst über das gesamte Donaugebiet verbreitet und wurde im Zuge
einer späteren Invasion von Eudontomyzon in die Oberläufe zurück gedrängt.
KAPPUS und RAHMANN (1995) schätzen die zweite Hypothese als schlüssiger ein. Eine ähnliche
Situation kann im Wolga-Einzugsgebiet beobachtet werden, wo im Ober- und Mittellauf, bzw. in
deren Zubringern Lampetra planeri auftritt, im Mittellauf jedoch nur Eudontomyzon mariae (LEVIN &
HOLCIK, 2006).
Mit dem aktuell gefundenen Verbreitungsmuster in Oberösterreich sind beide Hypothesen
vereinbar. Für allfällige weitere Funde südlich der Donau und insbesondere auch in Bezug auf
südlich der Alpen postulierte Vorkommen von Lampetra planeri (vgl. SCHROLL, 1969; HOLCIK &
RAHMANN, 1995) würde das Zutreffen von Hypothese 2 heißen, dass jede einzelne Population auf
ihre Artzugehörigkeit geprüft werden muss, weil auch isolierte, disjunkte Reliktvorkommen von
Lampetra innerhalb des großräumigen Verbreitungsgebiets von Eudontomyzon nicht
auszuschließen sind.
Um Hinweise auf den Populationsaufbau und in weiterer Folge Wachstum und Alter von
Neunaugenpopulationen zu bekommen, ist die Interpretation von Größenklassen als Jahrgänge
(Kohortenanalyse) auf Basis der Längenverteilung bei Neunaugen möglich. Als Einschränkung
erweist sich jedoch, dass lebende Neunaugen im Feld nur sehr schwer bzw. zeitraubend
ausreichend genau vermessen werden können.
Exemplarisch können anhand der umfangreichen Daten von Pfuda mit Zubringern sowie der
Großen Mühl (CSAR & GUMPINGER, 2009) mehrere ausgeprägte Kohorten identifiziert werden
(Abb. 13), darunter 1+ Individuen um 50 mm Länge in der Pfuda und als 2+ interpretierte
Individuen um 70 mm in der Mühl (vgl. SALEWSKI, 1991). Wie für Neunaugen typisch, sind Adulte
tendenziell kleiner als reife Querder (HARDISTY & POTTER, 1971). Dieser Größenunterschied fällt
bei den reifen Adulten an der Pfuda im Frühjahr stärker aus als bei den in Metamorphose
begriffenen Neunaugen an der Mühl im August. Dies ist damit erklärbar, dass sich die
Körperproportionen der Adulten während und auch nach der Metamorphose bis zum Ablaichen
und folgenden Absterben noch deutlich ändern (KRAPPE, 2008).
Individuen
16
14
12
10
8
6
4
2
Eudontomyzon mariae Pfuda + Zubringer
n = 138
0
0 50 100 150 200
Totallänge [mm]
Lampetra planeri Gr. Mühl
n = 87
0
0 50 100 150 200 250
Totallänge [mm]
Abb. 13: Populationsaufbau in der Pfuda (links; April) und der Großen Mühl (rechts, August).
Querder
Adulte
Wie in der Literatur beschrieben (z.B. BOHL, 1995a; KIRCHHOFER, 1995), wird auch in
oberösterreichischen Gewässern eine obligatorische Bindung der Querder an spezifische
16
14
12
10
8
6
4
2
35

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Substratfraktionen beobachtet (Abb. 14 und Abb. 15). Es handelt sich dabei um vorwiegend
feinsandige Fraktionen mit schluffigen Anteilen, meist durchsetzt von organischem Material.
In keinem oberösterreichischen Gewässer, in dem derartige Sedimente fehlen, können Neunaugen
nachgewiesen werden. Eine Sedimentation von psammalen bis pelalen Fraktionen liegt bei den
untersuchten kleineren Fließgewässern vor allem in Strecken mit vergleichsweise geringem
Gefälle und daher natürlicherweise mäandrierendem bis pendelndem Lauf vor, insbesondere an
den Gleithängen und kleinräumig auch hinter Strömungshindernissen im Gewässerbett.
Abb. 14: Typische „Neunaugen-Sedimentbank“ in der Pfuda bei Angsüß mit feinsandig-schluffigem, mit
organischem Material durchsetztem Sediment; links Überblick; rechts Detail. Auf dieser Bank konnten 61
Querder gefangen werden.
Abb. 15: Makro-Aufnahmen von mit Querdern besiedeltem Sohlsubstrat aus dem Redlbach (links) und aus der
Pfuda (rechts).
Dementsprechend können Neunaugen beispielsweise in den Mittel- und Unterläufen von Pfuda
(inkl. Zubringer) und Fornacher Redlbach gefunden werden, wo das Gefälle zwischen 1 und 8
Promille beträgt. Dies entspricht in Bezug auf das Breiten-Gefälleverhältnis nach HUET (1949) dem
unteren Metarhithral bis Epipotamal (Abb. 16). Weiter stromauf in denselben Gewässersystemen
(Epirhithral bis gefällereiches Metarhithral; Gefälle über 9 Promille) fehlen Neunaugen. Es ergibt
sich ein gewisser Zusammenhang mit der Begleitfischfauna: Sind zusätzlich zur Bachforelle auch
Fischarten wie Aitel, Gründling oder Bachschmerle vorhanden, so kommen in diesen beiden
Gewässern fast immer auch Neunaugen vor; treten nur Salmoniden und die Koppe auf, so fehlen
36

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
hier auch meist die Neunaugen (Ausnahmen: Kenadinger Bach nahe Mündung in Pfuda; mittlere
Gefälle ‰
20
15
10
5
0
0 5 10 15 20
Strecke am Redlbach).
Gewässerbreite [m]
Fund Pfuda + Zubringer
Nullfang Pfuda
Fund Redl
Nullfang Redl
Epirhithral
Metarhithral
Hyporhithral
Epipotamal
Metapotamal
Abb. 16: Gefälle –Breiten-Verhältnisse der Probestellen mit und ohne Neunaugenfund an Pfuda (mit Zubringern)
und Fornacher Redl nach Huet (1949).
Die Verfügbarkeit von überströmten, kiesigen Sohlbereichen als wahrscheinlich ebenfalls vitale
Habitate zur Reproduktion (Laichhabitat; vgl. BOHL, 1995; KUHN, 1992) ist in den Gewässern mit
aktuellem Neunaugenvorkommen gegeben. Laichmigrationen in Zubringer sind beispielsweise an
der Pfuda (Abb. 17) und der Vöckla möglich und wahrscheinlich. Um die Bedeutung derartiger
Migrationen zu untersuchen, wären Reusenuntersuchungen im Frühjahr geeignet und sinnvoll (vgl.
MORRIS & MAITLAND, 1987).
Abb. 17: Im Kenadinger Bach kommen neben einer großen Sedimentbank im Mündungsbereich in die Pfuda auch
kiesige Furten als potentielle Laichplätze vor (Hintergrund links). Hier können neben einer großen Zahl von
Querdern (46) auch drei Adulte (rechts) gefangen werden.
37

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Fast alle derzeit gefundenen Neunaugenpopulationen sind mit der Bachforelle vergesellschaftet,
jedoch wie beschrieben in der Regel auch mit den weiteren Begleitfischarten Aitel, Schmerle,
Gründling und Koppe (Abb. 18). Dies zeigt, dass Neunaugenbestände heute vorwiegend an (meta-
und hypo-) rhithralen Gewässern erhalten sind. Eine ähnliche Vergesellschaftung von Lampetra
planeri mit vorwiegend rhithralen Fischarten beschreibt BOHL (1995a) für bayerische Gewässer.
Vor dem Hintergrund, dass historische Hinweise (siehe oben) und wenige aktuelle Funde auch
Vorkommen in den großen Flüssen belegen, ist aus den seltenen Nachweisen gemeinsam mit
ausgeprägt potamalen Fischartengemeinschaften zu schließen, dass Bestände im Potamal stärker
zurück gegangen sind als in kleineren Rhithralgewässern. Auch die schwierige Nachweisbarkeit in
großen Flüssen, insbesondere Stauräumen, dürfte in diesem Zusammenhang eine Rolle spielen.
Stellen
25
20
15
10
5
0
Eu./La.
Sa.tr
Le.ce
Ba.br
Go.go
On.my
Co.go
Neunaugen, Eudontomyzon bzw. Lampetra
Abb. 18: Mit Neunaugen vergesellschaftete Arten (excl. Funde aus Inn und Donau). Blau ... rheophile; grau ...
oligorheophile; grün ... indifferente; rot ... limnophile.
5.2.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge
Le.le
Lo.lo
Th.th
Al.bi
Pe.fl
Ph.ph
Ch.na
Die derzeit bekannten Vorkommen von Neunaugen sind großteils durch Isolation voneinander
bzw. durch eine geringe Länge besiedelter Gewässerstrecke gekennzeichnet. Sie weichen damit
deutlich von einer anhand historischer Literatur und Gewässermorphologie rekonstruierbaren,
ursprünglich dichten und weit verbreiteten Besiedelung oberösterreichischer Gewässer ab. Aus
einer Reihe ursprünglich besiedelter Gewässer (z.B. Salzach, Steyr, Krems, Traun excl. Zubringer)
liegen heute keine Funde mehr vor.
Betrachtet man die Gefährdungssituation in den benachbarten österreichischen Bundesländern
und in Bayern (ZAUNER & RATSCHAN, 2005; BOHL, 1995), so zeigt sich auch vor allem im
südbayerischen Raum, aber auch in Niederösterreich und Salzburg, dass ähnlich wie in
Oberösterreich Neunaugenbestände regional ausgestorben oder sehr selten geworden sind und
nur mehr in weitgehend isolierten, geographisch weit entfernten Habitaten auftreten.
In der Österreichischen Roten Liste wird Eudontomyzon mariae der Gefährdungskategorie
„vulnerable“ zugeordnet (entspricht „gefährdet“; WOLFRAM & MIKSCHI, 2007). Angesichts der
isolierten Vorkommen wäre die Gefährdung in Oberösterreich wahrscheinlich eine Kategorie höher
Ga.ac
Cy.ca
Es.lu
Le.de
Ne.ke
Ru.ru
Sa.fo
38

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
einzuschätzen („Endangered“, entspricht „stark gefährdet“). Sollten sich im Zuge dringend
anzustrebender phylogenetischer Bearbeitungen die Hinweise bestätigen, dass die
oberösterreichischen und südösterreichischen Neunaugen unterschiedlichen Taxa innerhalb der
Gattung „Eudontomyzon“ angehören, so wäre auch Österreichweit eine entsprechend strengere
Gefährdungskategorie angebracht. Die Einstufung von Lampetra planeri in der der Roten Liste
Österreichs als „Endangered“ erscheint auch für Oberösterreich plausibel, wenngleich ein
Überblick über die quantitative Bestandsituation im Mühlviertel noch zu erarbeiten wäre.
Diesbezüglich sind im Rahmen der „Gewässerzustandserhebung“ wertvolle neue Daten zu
erwarten.
Neunaugenbestände reagieren aufgrund der wenig mobilen Lebensweise der Ammocoeten, der
langen Entwicklungsdauer und der filtrierenden Ernährung sehr sensibel auch gegenüber seltenen
Störereignissen (z.B. Fischsterben durch Eintrag toxischer oder sauerstoffzehrender Substanzen;
Feinsedimente etc.). Dies kann insbesondere beim Vorliegen von kleinräumigen, verinselten
Vorkommen fatal wirken. Besonders negativ wirken darüber hinaus wasserbauliche Eingriffe, die
Strömungsmuster und Sedimentverhältnisse nachhaltig verschlechtern. Hydrologische Eingriffe
(Ausleitung, Aufstau und Schwall) können sehr ungünstig auf Neunaugenpopulationen wirken.
Vor diesem Hintergrund muss der Erhalt bzw. die Ausweitung des Lebensraums bestehender
Bestände als oberste Priorität gelten (vgl. KIRCHHOFER, 1995; BOHL, 1995). Konfliktpotential ergibt
sich dabei vor allem mit der Kleinwasserkraftnutzung und Hochwasserschutzmaßnahmen.
Versuche zur künstlichen Vermehrung von Lampetra planeri wurden in der Vergangenheit bereits
durchgeführt und veröffentlicht (BOHL & STROHMEIER, 1992). Im Freiland gefangene Adulte laichten
erfolgreich in Langstromrinnen ab, auch ein erfolgreicher Schlupf konnte beobachtet werden. Im
Anschluss zeigten die frühen Querder jedoch aus unbekannter Ursache eine hohe Mortalität. BOHL
& STROHMEIER (1992) schließen daraus, dass eine künstliche Vermehrung nicht ausreichend
erfolgreich ist, um Besatzmaterial in größeren Mengen erzeugen zu können und betonen, dass der
Schutz und die Wiederherstellung natürlicher Lebensräume für den Erhalt der Art prioritär sind.
Aufgrund der komplexen und nur teilweise abschätzbaren Beziehungen zum Lebensraum wären
Versuche, Neunaugen in derzeit nicht besiedelten Gewässern anzusiedeln, als wenig Erfolg
versprechend einzuschätzen. Derartige Möglichkeiten bieten sich allerdings dort, wo die Ursachen
für das Verschwinden in ehemals besiedelten Gewässern bekannt sind und aktuell nicht mehr
vorliegen.
Dies trifft beispielsweise im Fall des Rainbaches (Zubringer der Pram; erloschenes Vorkommen,
Güteprobleme aktuell weitgehend gelöst), des Zipfer Redlbaches (Fischsterben in der
Vergangenheit) oder möglicherweise weiterer Vöckla-Zubringer zu. In letzteren wären jedenfalls
noch detaillierte Erhebungen notwendig, auch um aktuelle Vorkommen sicher ausschließen zu
können. Als Herangehensweise wäre das wiederholte Überführen von Querdern unterschiedlicher
Größen aus räumlich möglichst nahe gelegenen Spenderpopulationen anzudenken. Die
Populationsgröße der Spenderpopulationen muss im Vorfeld eingehender quantifiziert werden, um
nachhaltige negative Einflüsse auf deren Bestand ausschließen zu können.
Ähnliche Maßnahmen wurden in Kärnten durchgeführt, wo in einem revitalisierten Abschnitt der
Drau (großzügige Aufweitung bei Dellach) Neunaugen nachweislich mit Erfolg aus der Gail wieder
angesiedelt wurden (HONSIG-ERLENBURG et al., 2002). Allerdings ist hier nicht ganz
auszuschließen, dass Neunaugen aus einer kleinen Reliktpopulation in einem Zubringer stromauf
eingewandert sind (HONSIG-ERLENBURG, mündl. Mittlg.).
Mit vergleichsweise geringem Aufwand können Neunaugenbestände unterstützt werden, wenn
Querbauwerke entfernt oder für Neunaugen passierbar gemacht werden, die aktuell Wanderungen
in Zubringer unterbinden. Das Wissen über die Fähigkeiten von Neunaugen, verschiedene
Bautypen von FAHs zu überwinden, ist derzeit sehr gering, weil Aufstiege von Neunaugen so gut
wie nie bei Reusenuntersuchungen oder Markierungsversuchen dokumentiert werden können
(siehe ZITEK et al. 2007). Daher sind unbedingt überfallsfreie Bautypen vorzusehen
(asymmetrische, überfallsfreie Rampen, Umgehungsgerinne oder als letzte Alternative Vertikal-
39

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Schlitz-Pässe) anstatt Bautypen, die für Neunaugen wahrscheinlich eingeschränkt oder nicht
passierbare Sohlsprünge bzw. Überfälle mit sich bringen (Tümpelpässe, mit Querriegeln
aufgelöste Rampen).
Die Möglichkeit der Vernetzung von Zubringern bietet sich z.T. an Zubringern der Pfuda, Pram und
Vöckla an. Damit kann einerseits eine natürliche Wiederbesiedelung ermöglicht werden und
andererseits die Vernetzung bestehender Reliktpopulationen oder wieder anzusiedelnder
Bestände erreicht werden. Zur Präzisierung wären, in Ergänzung zu in manchen Gebieten noch
anzustrebenden fischökologischen Detailerhebungen, beispielsweise Vöckla und Zubringer,
Sipbach oder Krems, gewässermorphologische Kartierungen im Vorfeld vorzusehen.
Darüber hinaus ist anzustreben, Gewässer die beispielsweise durch Sohlplasterung oder harte
Regulierung aktuell für eine Besiedelung durch Neunaugen nicht mehr geeignet sind, durch
Renaturierung wieder als Neunaugenlebensraum nutzbar zu machen. Vorwiegend in Gewässern
im Sandbachsystem, im Machland und möglicherweise im Sipbach und Zubringern der Vöckla
wären weitere Erhebungen und Kartierungen zweckdienlich.
Auch in größeren Flüssen, die ein besonders hohes Potential als Habitate für große Bestände
aufweisen, kommen aktuell noch Neunaugen vor. Das Vorkommen von Eudontomyzon im Inn-
System war bereits in der Literatur beschrieben und wird aktuell für Oberösterreich inkl. Zubringer
des Inns bestätigt. In diesem Zusammenhang ist die hohe Bedeutung der guten Population im
Pfuda-System, das über die Pram in den Inn mündet, hervorzuheben, die in Bezug auf die
Bestandsdichte einzigartig sein dürfte. Möglicherweise lebt auch in den Stauräumen des Unteren
Inn, wo vereinzelte Fänge bekannt wurden (SCHOTZKO & JAGSCH, 2007; OTT, mündl. Mittlg. 2008)
ein nennenswerter Bestand, der aufgrund methodischer Limitierungen aber nur schwer quantitativ
zu beurteilen ist.
Wie die Funde in der Donau zeigen, dürften diese Inn-Neunaugen-Populationen auch in die Donau
ausstrahlen, aber auch hier sind lokal selbsterhaltende Populationen auf Feinsedimentbänken
nicht auszuschließen. Die Bedeutung von Zubringern als Reproduktionsareal wäre hier zu
untersuchen. Hinweise auf Einwanderungen aus der Donau in Zubringer gibt es beispielsweise an
der Erlau, einem linksufrigen (bayerischen) Zubringer des Stauraums Jochenstein.
Ähnliches gilt für die oberösterreichische Enns. Hier wäre günstig, bei künftigen
Stauraumabsenkungen Vorkommen zu bestätigen und Hinweise auf Dichte und Definitives zur
Artzugehörigkeit zu erheben.
Auch in den Stauketten von Inn und Enns sind Maßnahmen mit dem Ziel denkbar, die
vorhandenen Bestände zu stützen oder lokal wiederherzustellen. Limitierend für die Bestände sind
hier möglicherweise weniger die Querderhabitate als vielmehr kiesige Laichhabitate, die in diesen
durchgehend gestauten Gewässern weitgehend verschwunden sind. Diesbezüglich wäre im Sinne
einer mit der FFH-Richtlinie synergetischen Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtline die
Schaffung abflussstarker, dynamisch dotierter Umgehungsarme anstatt technischer
Fischaufstiegshilfen, soweit dies in Bezug auf Flächenverfügbarkeit möglich ist, sowie großzügiger
Stauwurzelstrukturierungen als Laichplatz für die rheoparen, kieslaichenden Neunaugen
anzustreben. Bei entsprechender, überfallsfreier Ausführung sind derartige Umgehungsarme für
migrierende adulte Neunaugen auffindbar, ein- und durchwanderbar. Sie können entsprechend
des Leitbilds eines natürlichen Nebenarms oder Zubringers neben der wichtigen Funktion als
Laichplatz auch mosaikartig verteilte Habitate für Querder und Adulte bieten.
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
5.3 Goldsteinbeißer (Sabanejewia balcanica)
5.3.1 Allgemeines
Merkmale: Langgestreckter, seitlich zusammengedrückter, in österreichischen Populationen
maximal 8 bis 12 cm langer Körper; kleine Schuppen; unterständiges Maul mit 4 kurzen Bartfäden
am Oberkiefer und 2 in den Mundwinkeln; unter jedem Auge aufrichtbarer, zweispitziger Dorn;
Färbungsmerkmale (zur Unterscheidung von Cobitis): Zwei, meist deutlich getrennte, dunkle
Flecken am Schwanzflossenansatz (Cobitis: 1 Fleck); nur 10 bis 11 Flecken am Rücken; nur eine
Reihe mit 10 bis 12 Flecken an der Körperseite. Die zweite Gambetta-Zone (seitliche
Fleckenreihe) fehlt (Abb. 19); Augendorn kräftiger als bei C. taenia, Barteln länger. Männchen von
Sabanejewia verfügen über keine Canestrini-Schuppe. Der Körper des Männchens schwillt
während der Laichzeit vor dem Rückenflossenansatz an (sekundäres Geschlechtsmerkmal).
Abb. 19: Vergleich Goldsteinbeißer (Sabanejewia balcanica, oben) mit Steinbeißer (Cobitis sp.); beide stammen
aus dem Sulzabach (Zubringer der Grenzmur). Roter Pfeil: zweiter Fleck.
Taxonomie: Der Goldsteinbeißer wurde in Österreich erst 1989 entdeckt (KAINZ, 1991) und
damals fälschlich als Cobitis aurata DE FILIPPI, 1863 bestimmt. Später wurden Goldsteinbeißer aus
dem Mur-Einzugsgebiet als Cobitis (Sabanejewia) aurata balcanica determiniert (AHNELT &
TIEFENBACH, 1994). Diese Population ist auf Basis neuerer, molekulargenetischer Arbeiten von
PERDICES et al. (2003) als eigene Art, Sabanejewia balcanica KARAMAN 1922, zu führen.
Sabanejewia aurata dürfte in Europa nicht vorkommen.
Andere österreichische Funde aus dem Einzugsgebiet der Raab ähneln in Bezug auf die
mitochondriale DNA jenen slowakischer und rumänischer Donauzuflüsse stärker als jenen des
steirischen Mursystems (PERDICES et al. 2003), was anhand der weit geringeren hydrologischen
Distanz zwischen den Funden im Raab-Donau-System im Vergleich mit dem Mur-Drau-Donau-
System plausibel erscheint. Die wenigen bisher bekannten Vorkommen aus Niederösterreich
wurden nicht untersucht, es wird aber vermutet, dass sie jenen der Raab ähneln (AHNELT &
MIKSCHI, 2004).
Unterschiedliche Gruppen von phänotypisch ähnlichen Goldsteinbeißern aus Mittel- und
Südosteuropa stimmen nicht mit den mitochondrialen Linien überein. Daher werden diese Gruppen
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
derzeit als Variationen einer einzigen, plastischen Art - Sabanejewia balcanica – gedeutet
(BOHLEN, schriftl. Mittlg. 2009).
Abb. 20: Goldsteinbeißer aus der Aschach
Biologie und Ökologie: Spezifische Informationen zur Biologie und Ökologie der Gattung
Sabanejewia sind nur sehr spärlich verfügbar. War bisher von Ähnlichkeiten mit Cobitis
ausgegangen worden, so zeigen neue Ergebnisse erhebliche Unterschiede in Bezug auf Habitate,
Temperaturoptima, Sauerstoffbedarf, Fortpflanzung und Larvalökologie (BOHLEN, schriftl. Mittlg.
2009).
Bei Sabanejewia wurde ein von anderen Cobitiden abweichendes Laichverhalten beobachtet.
Anders als bei Cobitis bildet das Männchen beim Ablaichen keinen Ring, sondern legt sich
V-förmig um das Weibchen. Funktionell ist daher ein Geschlechtsdimorphismus (z.B. Cobitis:
Männchen kleiner, mit Canestrini-Schuppe und verdickten Brustflossenstrahlen) nicht notwendig
und fehlt. Anders als bei Cobitis fand BOHLEN (2000) bei Sabanejewia klebrige Eier und keine
ausgeprägte Präferenz in Bezug auf das Laichsubstrat. Sowohl Sand, Kies, Moos als auch
Hartsubstrat wurden angenommen, Informationen zur Wahl von Laichplätzen im Freiland fehlen.
Im Vergleich zu den untersuchten Cobitis - Arten und zu Misgurnus fossilis bilden Embryos des
Goldsteinbeißers keine externen Kiemenfilamente und keine Vaskularisation der Flossensäume
aus. Dies kann als Anpassung an vergleichsweise sauerstoffreichere bzw. stärker durchströmte
Habitate gedeutet werden (BOHLEN, 2000; vgl. BOHLEN, 2003).
Diese reproduktionsbiologischen Charakteristika sind in Hinblick auf die Ökologie der Arten
plausibel und stimmen mit Beobachtungen im Freiland überein. Beispielsweise schätzen WOLFRAM
et al. (2008) den Goldsteinbeißer in der Lafnitz als „litho-rheophiler“ ein als Cobitis. Sabanejewia
besiedelt hier kleine Nebengewässer weit weniger als der gewöhnliche Steinbeißer, und wird im
Gegensatz zu jenem nie in stagnierenden Altarmen nachgewiesen.
Beide Gattungen gelten als dämmerungs- und nachtaktive Bodenfische, die am Tag versteckt
leben und sich von kleinen, benthischen Evertebraten ernähren. AHNELT & TIEFENBACH (1994)
konnten an einem Fundpunkt beobachteten, dass Goldsteinbeißer selbst angelegte Höhlen im
Sand besiedeln und diese bei einer Flucht gezielt wieder aufsuchen.
Bereits KARAMAN (1922) betonte bei der Erstbeschreibung von Sabanejewia balcanica, dass die
Art in deutlich anderen Habitaten vorkommt als die in der Nähe lebenden Cobitis. Eine hohe
Bindung des Goldsteinbeißers an sandiges bis feinkiesiges Substrat wird von mehreren Autoren
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
betont, während Cobitis eher sandige bis schlammige Fraktionen bevorzugt (HARKA, 1986; ZAUNER
& WOSCHITZ, 1991; AHNELT & TIEFENBACH, 1994). Juvenile Goldsteinbeißer dürften etwas feineres
Substrat bevorzugen als Adulte. Mikrohabitate mit starker Sedimentbedeckung durch Detritus und
Schlamm werden gemieden. In Übereinstimmung mit den Ergebnissen in Österreich berichten
POVZ & SUMER (2000), dass die Art in Slowenien vorwiegend große Bäche und kleine Flüsse
besiedelt und weniger die großen Flüsse. In Bezug auf die Verbreitung im
Fließgewässerkontinuum in Österreich wird übereinstimmend für Sabanejewia und Cobitis ein
ausgeprägter Schwerpunkt im Epipotamal (Barbenregion) angenommen (Fischregionsindex 6,3;
SCHMUTZ et al. 2001).
5.3.2 Historische Verbreitung
Das historische Verbreitungsgebiet von Goldsteinbeißern, Sabanejewia sp. VLADYKOV 1929, ist auf
Basis von historischen Literaturangaben nicht rekonstruierbar, weil diese Gattung erst im 20.
Jahrhundert erstmals beschrieben wurde und erst seit den 1990er Jahren aus Österreich bekannt
ist. Es umfasst vermutlich die Potamalgewässer des Raab-/Lafnitz- und Mur-Systems sowie die
Unterläufe einiger Donauzubringer in Nieder- und Oberösterreich (vgl. WOLFRAM & MIKSCHI, 2007).
Die heutigen Vorkommen dürften nur einen Teil des ursprünglich besiedelten Areals umfassen und
sind stark fragmentiert.
Die Hypothese von KAINZ (1991), dass sich der Goldsteinbeißer erst in den letzten Jahrzehnten bis
Österreich ausgebreitet hätte, wurde von einer Reihe von Autoren als unwahrscheinlich bezeichnet
und kann heute mit Sicherheit als widerlegt gelten – auch vor dem Hintergrund, dass entlang der
österreichischen Donau mehrere isolierte Populationen gefunden wurden, die oberhalb von
unpassierbaren Querbauwerken auftreten.
5.3.3 Aktuelle Verbreitung
Gesamtverbreitung: Goldsteinbeißer aus der Sabanejewia balcanica Gruppe sind
schwerpunktmäßig in Südosteuropa verbreitet und kommen vom Unteren Donau- und
Pannonischen Becken bis Griechenland, Kroatien, die Slowakei und Österreich vor.
Österreich: Aus Österreich sind Goldsteinbeißer im Mur-System aus der Sulm und dem
Gamlitzbach sowie den westlichen Grabenlandbächen bekannt (AHNELT & TIEFENBACH, 1994;
ZAUNER & RATSCHAN, 2004; ZITEK et al. 2004). Im Raab-System im Südburgenland und der
Oststeiermark kommen sie in der Lafnitz mit Rittschein und Safen, in der Pinka und in der Raab
selbst vor (ZAUNER & WOSCHITZ, 1992; WOSCHITZ et al. 2001; WOLFRAM & MIKSCHI, 2002;
WOLFRAM et al. 2008).
Nördlich der Alpen sind nur ganz vereinzelte Vorkommen bekannt, nämlich aus der Leitha bei
Pachfurth (WANZENBÖCK & SPINDLER, 1995), dem Kamp (SPINDLER, 1997; WIESNER & GUMPINGER,
2005) und als bisher westlichstem Nachweis der Melk (ZITEK et al. 2004b), die bei Strom-km 2036
in das Donau-Begleitgerinne mündet. In Wien und den westlichen Bundesländern fehlt die Art.
Der Nachweis aus der Aschach, einem rechtsufrigen Donauzubringer (historische Mündung bei
Strom-km 2157), stellt mit Abstand den nordwestlichsten Fundort dieser Art in Österreich (ca.
120 Donau-Kilometer stromauf der Melk-Mündung) bzw. den nordwestlichsten Fund der Gattung
Sabanejewia überhaupt dar. Gleichzeitig handelt es sich dabei um den Erstnachweis des
Goldsteinbeißers für das Bundesland Oberösterreich (Abb. 22).
43

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 21: Verbreitung von Goldsteinbeißern in Österreich. Rot: Funde 2008. Grün: Stand 2007. Blau: Böhmische
Masse.
Abb. 22: Goldsteinbeißer-Nachweise in Oberösterreich
5.3.4 Diskussion
Im Rahmen des vorliegenden Projektes konnte der Goldsteinbeißer als für Oberösterreich neue Art
in einer Restwasserstrecke der Aschach im Bereich Pupping nördlich von Eferding nachgewiesen
werden. Der Nachweis gelang an zwei befischten Stellen, wobei allerdings nur fünf Individuen
gefangen wurden. Bevorzugte Mikrohabitate sind Zonen mit sandig bis leicht schlammigem
44

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Substrat und liegen in Bereichen verminderter Strömung vor allem an den Gleithängen des mäßig
strukturreichen Laufes der Aschach in diesem Bereich.
Zwei weitere Befischungen der Aschach im Zuge der GZÜV (Messstellen Aschach Pfaffing, 32 Ind.
und Aschach 2, 3 Ind.) im Bereich Karling lieferten weitere Funde der Art. Diese
Befischungsstrecken liegen ca. 3 - 4 km flussauf des Erstfundpunktes in einer kurzen
Ausleitungsstrecke bzw. der Stauwurzel einer Rampe. Hier konnten auf einer großen Sandbank
die größten Dichten im Gebiet gefunden werden, 31 Individuen auf etwa 50 m befischter Strecke
(Abb. 23).
Abb. 23: Sandbank, auf der die höchste Dichte an Goldsteinbeißern gefunden wurde (rechts unten)
Intensive Befischungen der flussabwärtigen Bereiche der Aschach (Aschach-Mühlbach und
Entlastungsgerinne) lieferten keine weiteren Funde. Auch in zwei befischten Stellen im Sandbach
Ost, der bei Eferding in die Aschach mündet, sowie im Zuge einer Reihe von Bestandserhebungen
im Innbach-Aschach-Gerinne bzw. im Innbach selbst konnten keine weiteren Nachweise erbracht
werden.
Flussauf stehen die nächsten Befischungsergebnisse erst oberhalb des Aschach-Durchbruchs zur
Verfügung. Im Aschach-Durchbruch selbst ist allerdings aufgrund des hohen Gefälles und des
damit weitgehenden Fehlens sandiger Anlandungen nicht von geeigneten Habitatbedingungen für
den Goldsteinbeißer auszugehen. Weder in der Aschach weiter stromauf des Durchbruchs noch in
den Zubringern Leitenbach und Sandbach konnten bei aktuellen, umfangreichen Erhebungen
Goldsteinbeißer gefunden werden (SILIGATO & GUMPINGER, 2004; HAUNSCHMID & PETZ-GLECHNER,
2007).
Es zeigt sich also, dass der besiedelte Abschnitt maximal von etwa Höhe Brandstatt bis Hilkering
reicht, dies sind lediglich 7,5 km Gewässerstrecke. Dabei ist weiters einzuschränken, dass diese
Strecke durch eine Abfolge von Staubereichen gekennzeichnet ist. In gestauten Abschnitten der
Aschach können im Zuge der GZÜV-Erhebungen keine Goldsteinbeißer gefunden werden,
während in einem kurzen Stauwurzelbereich, wo am Ufer sandiges Material anlandet, hohe
Dichten zu beobachten waren.
45

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Der Staueinfluss wirkt in der ausgesprochen gefällearmen Aschach (nur ca. 0,6 ‰) besonders
fatal, weil bereits Querbauwerke mit geringer Fallhöhe zu kilometerlangen Rückstauen führen
können (Abb. 27). Damit reduzieren sich attraktive Habitate für Goldsteinbeißer in der Aschach auf
einige, wenige hundert Meter kurze Stauwurzelbereiche sowie zwei Restwasserstrecken.
Die Kleinkraftwerke und energiewirtschaftlich nicht genutzten Rampen im potentiell besiedelten
Abschnitt sind nicht bzw. nicht mit für Goldsteinbeißer passierbaren Migrationshilfen ausgestattet.
Es ist daher davon auszugehen, dass es sich bei dem einzigen in Oberösterreich bekannten
Goldsteinbeißerbestand um eine kleine, lediglich durch Abdrift bzw. Abwanderung stromab
verbundene Metapopulation handelt, deren Subpopulationen klein und stark durch kaum
besiedelte Staubereiche bzw. unpassierbare Querbauwerke fragmentiert sind.
Vor diesem Hintergrund, auch in Hinblick auf die Güteentwicklung in der Aschach in der
Vergangenheit (siehe unten), erscheint bemerkenswert, dass sich die Art überhaupt bis heute
halten konnte. Für die Zukunft besteht ein hohes Risiko, dass die Population nicht auf
Veränderungen oder Verschlechterungen des Lebensraums reagieren oder durch Schadeinflüsse
(Fischsterben, toxische Einleitungen etc.) aussterben könnte und die Art damit aus Oberösterreich
verschwindet.
Die generellen Habitatbedingungen in der Aschach ähneln deutlich jenen der übrigen aus
Österreich bekannten Vorkommen (Abb. 21). Es handelt sich durchwegs um epipotamale,
sommerwarme Gewässer mit zumindest lokal hohen Anteilen von sandigen Fraktionen (Abb. 24,
links). Bereits ZAUNER & WOSCHITZ (1992), aber auch WOLFRAM et al. (2008) betonen, dass für den
Goldsteinbeißer eher „sandig/feinkiesige“ als „schlammig/feinsandige“ Fraktionen von Bedeutung
sind und stufen die Art als „litho-rheophiler“ ein als Cobitis. Wie aus dem Lafnitz- und Mur-System
berichtet, handelt es sich auch nördlich der Alpen um kleine bis mittelgroße, sommerwarme
Fließgewässer. Auch in der Aschach finden sich hohe Dichten von Sabanejewia lokal vor allem im
Bereich von Gleithängen und Sandablagerungen im Strömungsschatten von Abflusshindernissen.
Abb. 24: Vergleich des von Goldsteinbeißern besiedelten Sohlsubstrates in der Aschach (links) und im Gamlitzbach
in der Südsteiermark (rechts).
In Bezug auf die aktuell bekannten Vorkommen fällt ein Zusammenhang mit dem geologischen
Untergrund im Einzugsgebiet auf (Abb. 24). Im Fall von Aschach, Kamp und Melk (Dunkelsteiner
Wald) weist dieses große Anteile der Böhmischen Masse auf. Auch in der Leitha (Leitha-Gebirge)
liegt kristallines Material vor. Bei der Verwitterung eines derartigen geologischen Untergrunds
entstehen die für den Goldsteinbeißer wichtigen psammalen Fraktionen. Auch das besiedelte
Sohlsubstrat in der Südsteiermark ähnelt jenem der Aschach stark (Abb. 24, rechts).
Die Goldsteinbeißer der Aschach ähneln jenen des Kamp und auch jenen aus der Lafnitz und
Raab äußerlich sehr stark. Im Vergleich zu den Steinbeißern aus dem Mur-System fällt als
46

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Unterschied auf, dass bei den ober- und niederösterreichischen Goldsteinbeißern der feine
Pigmentsaum oberhalb der groben Fleckenreihe deutlich feiner marmoriert ist als bei den
südsteirischen Exemplaren. Dieses Merkmal tritt bei Aschach-Goldsteinbeißern konstant auf (Abb.
25). Darüber hinaus scheint der Schwanzstiel der Goldsteinbeißer aus der Aschach schmäler zu
sein als bei den südsteirischen. Auch in Bezug auf die Körpergröße dürfte es Unterschiede
zwischen diesen Populationen geben (Abb. 25).
Derzeit werden unterschiedliche Gruppen von Phänotypen von Sabanejewia als Variationen einer
einzigen Art gedeutet, S. balcanica. Zur weiteren Aufklärung der unklaren Taxonomie ist ein
Forschungsprojekt in Vorbereitung (BOHLEN, schriftl. Mittlg. 2009).
Abb. 25: Goldsteinbeißer aus Aschach (oben), Kamp (Mitte) und Gamlitzbach (unten).
Aschach
Kamp
Gamlitzbach
Bei einer maximalen Länge von 85 mm sind die Aschach-Goldsteinbeißer im Vergleich mit
Populationen aus der Lafnitz (TLmax = 110 mm) oder den südsteirischen Grabenlandbächen mit
Gamlitzbach (TLmax = 110 mm) als ausgesprochen kleinwüchsig anzusprechen (Abb. 26). Dies
könnte mit dem kühleren Klima in Oberösterreich oder genotypischen Unterschieden erklärt
werden. Erwähnenswert ist der Fang eines 0+ Individuums in der Aschach, das Mitte September
25 mm misst. Derartig kleine Steinbeißer sind aufgrund methodischer Einschränkungen (Wirkung
des elektrischen Feldes, Maschenweite der Kescher etc.) schwer nachweisbar und im Fang stark
unterrepräsentiert.
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Individuenzahl
Individuenzahl
Individuenzahl
20
15
10
5
0
25
20
15
10
5
0
25
20
15
10
5
0
Sabanejewia sp., Aschach
Sabanejewia balcanica, Mur-Zubringer
n = 76
Sabanejewia sp., Lafnitz und Zubringer
n = 47
GZÜV, n=35
Kleinfisch, n=5
0 20 40 60 80 100 120 140
Totallänge [mm]
Abb. 26: Größenstruktur von Goldsteinbeißern aus der Aschach (oben) im Vergleich mit Grabenlandbächen und
Gamlitzbach (Mitte; ZAUNER & RATSCHAN, 2004; ZAUNER et al., 2009) sowie der Lafnitz (WOLFRAM et al.
2008.)
5.3.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge
Um die lokale Verbreitung in der Aschach sowie Bestandsdichten des Goldsteinbeißers besser
abschätzen zu können ist eine verdichtende Bestandsuntersuchung im Fundgebiet sowie die
Befischung der Aschach an weiteren Stellen nötig. Dies vor allem, um die derzeit unbekannte
Bestandssituation in der Strecke zwischen Hilkering und Karling abzuklären, sowie um die
gesamte Populationsgröße abschätzen zu können.
Aktuell muss von einer extrem kleinräumigen Verbreitung dieser Fischart in Oberösterreich
ausgegangen werden. Das neu entdeckte Vorkommen dieser in Österreich seltenen Art in der
Aschach scheint aufgrund der hydromorphologischen Situation des Gewässers in diesem Bereich
wenig individuenreich zu sein. Es kommt zu einer starken Konzentration der Tiere auf die wenigen
verfügbaren Mikrohabitate.
Wegen der Kleinräumigkeit des besiedelten Gewässerbereichs geht hier von punktuellen
Gewässerbelastungen eine große Gefahr aus. Geeignete Strategien, um dieses Risiko zu
vermindern, sind die Verbesserung der aktuellen Bestände, eine Ausweitung und Vernetzung der
besiedelbaren Gewässerabschnitte, sowie die Etablierung von Beständen in Zubringern. Letztere
können im Fall von Fischsterben als Rückzugsgebiet dienen.
Vorweg scheint angebracht, einige Individuen zur beobachtenden Hälterung in künstliche
Bachsysteme zu überführen. Auf diese Weise können erste Erfahrungen für die Etablierung einer
Erhaltungsnachzucht gewonnen werden. Eine darauf aufbauende erfolgreiche Nachzucht der
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Aschachpopulation könnte möglicherweise den Fortbestand der oberösterreichischen Population
im Falle eines Fischsterbens sichern und ggf. Material für den Besatz weiterer Bereiche in der
Aschach liefern.
Um die Notwendigkeit für eine künstliche Vermehrung zu prüfen, ist die Populationsgröße
detaillierter zu erheben. Es ist nicht auszuschließen, dass wider Erwarten zumindest lokal große
Bestände, etwa zwischen Hilkering und Karling, entdeckt werden können, was allerdings auf Basis
der vorliegenden Ergebnisse eher als unwahrscheinlich einzuschätzen ist. In diesem Fall wäre
eine künstliche Nachzucht nicht notwendig und es könnten Ansiedelungsversuche mit aus dem
Wildbestand entnommenen Individuen durchgeführt werden.
Ansiedelungsbestrebungen versprechen vor allem in der Aschach zwischen Durchbruch und
Leitenbachmündung sowie im Unterlauf von Sandbach und Leitenbach Erfolg. Hier treten für
Goldsteinbeißer günstige Substratverhältnisse auf großen Flächen auf. Auch die qualitative
Wasserbeschaffenheit dürfte kaum vom Aschach-Unterlauf abweichen, sodass initialen
Besatzmaßnahmen eine gute Erfolgschance eingeräumt werden können. Eine Ansiedelung in der
Aschach oberhalb des Durchbruchs wäre unabhängig von der nicht mehr lösbaren Frage, ob die
Art hier ursprünglich heimisch war oder nicht, angesichts des hohen Gefährdungsgrads in
Oberösterreich und der günstigen Erfolgsprognose derartiger Maßnahmen gerechtfertigt.
In vielen südösterreichischen Gewässern liegt heute in von Goldsteinbeißern besiedelten
Abschnitten die biologische Gewässergüte II-III vor, dementsprechend wird von AHNELT &
TIEFENBACH (1994) eine hohe Toleranz gegenüber organischen Wasserverschmutzungen
angenommen. Allerdings dürfte die Art eine noch schlechtere Wassergüte nicht mehr vertragen,
wie Ergebnisse aus Kroatien zeigen (DELIC et al. 2003). Der Aschach-Oberlauf war bis in die 70er
Jahre eines der am meisten belasteten Gewässer Oberösterreichs (Güteklasse IV; Quelle:
Gütebild der Fließgewässer Österreichs, BMLFUW). Erst stromab des Aschachdurchbruches war
durch die hohe Selbstreinigung auch in Zeiten der intensivsten Belastung Güteklasse II-III
gegeben. Mit Stand 2005 ist die Güte auch oberhalb des Durchbruchs auf II-III saniert, der
Unterlauf wird jetzt mit II eingestuft. Somit wäre durchaus plausibel, dass ursprünglich auch
oberhalb des Durchbruchs ein Bestand an Goldsteinbeißern vorhanden war, dieser aber
möglicherweise durch die schlechte Gütesituation verschwunden ist. Dies kann als Argument für
initiale Besatzmaßnamen im Sinne einer Wiederansiedelung im Oberlauf ins Treffen geführt
werden.
Eine Ansiedelung in anderen, potentiell geeignete Flusssystemen in Oberösterreich (z.B. Naarn
Unterlauf, Schwemmnaarn) ist noch detailliert zu prüfen und in Bezug auf Erfolgsaussichten und
Sinnhaftigkeit zu diskutieren.
Die Aschach weist im gegenständlichen Bereich eine hohe Feinsedimentbelastung vor allem aus
landwirtschaftlichen Quellen auf. Starke Feinsedimentablagerungen beeinträchtigen bzw.
zerstören die bevorzugten Habitate des Goldsteinbeißers. Im Fall hoher organischer Anteile kommt
es zu Sauerstoffzehrungen, die in Analogie zum Steinbeißer besonders auch für den
Goldsteinbeißer ungünstig wirken (vgl. ZAUNER & RATSCHAN, 2005).
Die Etablierung bzw. Ausdehnung von Uferschutzstreifen und eine Intensivierung der
Winterbegrünung im landwirtschaftlich genutzten Bereich um Hilkering, Hacking, Karling und
Pupping könnten die angespannte Feinsedimentsituation im unmittelbaren Verbreitungsgebiet des
Goldsteinbeißers verbessern.
Grundsätzlich kann auch eine verfehlte fischereiliche Bewirtschaftung, wie zum Beispiel der in der
Aschach langjährig durchgeführte Besatz mit Aalen Steinbeißerbestände negativ beeinflussen.
Umgekehrt wird beispielsweise an Rhein und Weser diskutiert, dass eine beobachtete Steinbeißer-
Expansion (Cobitis) mit den zurückgehenden Aalbeständen in Zusammenhang stehen könnte
(DÜMPELMANN, 2008).
Zahlreiche Querbauwerke unterbrechen den Fließgewässercharakter und die longitudinale
Durchgängigkeit der Aschach nach dem Aschachdurchbruch bis zur Mündung in den Innbach. Der
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Fluss wird in diesem Bereich trotz des geringen Potentials seit jeher intensiv energiewirtschaftlich
genutzt. Kurz vor Pupping wird die Aschach zudem in zwei Gerinne geteilt. Das
Entlastungsgerinne verfügt über einen Restwasserabfluss mit dynamischen
Abflussschwankungen. Das künstlich geschaffene, weitgehend monotone Gewässer dürfte vor
allem durch einen deutlichen Einfluss von kalten Qualmwasseraustritten (siehe ZAUNER et al.
2009) nicht für die Besiedelung mit Goldsteinbeißern geeignet sein.
Im Mühlbach sind aufgrund der fehlenden Abflussdynamik und eines massiven
Feinsedimenteintrags bei Donauhochwässern sehr starke Sedimentationen zu beobachten, die zu
ungünstigen Substratverhältnissen und einer Gerinnemorphologie führen, die ebenfalls über weite
Strecken nicht für Goldsteinbeißer geeignet ist. Sowohl im Entlastungsgerinne, als auch im
Aschach-Mühlbach stromab Leumühle können dementsprechend trotz intensiver Erhebungen
keine Goldsteinbeißer gefunden werden.
Die Habitatverfügbarkeit für Goldsteinbeißer in der Aschach zwischen Pupping und Hilkering muss
als sehr gering bewertet werden. Geeignete Mikrohabitate sind zumeist nur sehr kleinräumig
vorhanden und oft mehrere hundert Meter voneinander getrennt. Diese als angespannt zu
bezeichnende Lebensraumsituation könnte durch Abtrag derzeit ungenutzter Querbauwerke
(Wehre, Sohlrampen) und entsprechende Eliminierung von Staubereichen deutlich ausgeweitet
werden. Bereits eine teilweise Absenkung von Rampen kann hier deutliche Verbesserungen
bringen. Allfällige, dadurch notwendige Uferbefestigungen sind im Vergleich zu angesichts des
geringen Gefälles enorm langen Stauen aus gewässerökologischer Sicht das deutlich geringere
Übel.
Abb. 27: Die Sohlrampe in Karling (links) als Beispiel für ein energiewirtschaftlich nicht genutztes, unpassierbares
Querbauwerk, das einen für Goldsteinbeißer und rheophile Fischarten kaum besiedelbaren, etwa einen
Kilometer langen Stau bildet (rechts).
In Bezug auf eine anzustrebende Vernetzung der fragmentierten Subpopulationen bestehen bei
einer schwimmschwachen, sohlgebundenen Art wie dem Steinbeißer besondere Anforderungen
an Fischaufstiegshilfen. Es sind unbedingt absturzfreie Bautypen (asymmetrische, überfallsfreie
Rampen oder Umgehungsgerinne, Vertikal-Schlitz-Pässe) anderen Lösungen wie Tümpelpässen
oder mit Querriegeln aufgelösten Rampen vorzuziehen (vgl. WOLFRAM et al. 2008). Dies sollte im
Zuge von Genehmigungsverfahren im Verbreitungsgebiet dieser extrem seltenen Art berücksichtigt
werden.
In der Aschach wurde in jüngster Zeit eine Reihe weiterer FFH-Fischarten bzw. Arten mit hohem
Gefährdungsgrad nachgewiesen. Besonders erwähnenswert ist der Bestand an Frauennerflingen
(Rutilus pigus), der in Hinblick auf die Dichte gemeinsam mit dem Marchfeldkanal in
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Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Niederösterreich einzigartig sein dürfte. Weiters sind Weißflossengründling (Romanogobio
vladykovi), Schied (Aspius aspius) und Bitterling (Rhodeus amarus) dokumentiert, sowie im
Mündungsbereich in die Donau fast das gesamte Donau-Artenspektrum (47 Fischarten; ZAUNER et
al. 2009). Zudem wurden im gegenständlichen Bereich der Aschach Vorkommen der vom
Aussterben bedrohten Gemeinen Flussmuschel Unio crassus sowie der gefährdeten Donau-
Flussdeckelschnecke Viviparus acerosus gefunden (SCHAUER & LUGMAIR in prep.).
Wie der Goldsteinbeißer würden auch diese Arten von der Vernetzung, Ausweitung und
qualitativen Verbesserung ihres Lebensraums in der Aschach massiv profitieren. Das betrifft in
besonderem Maß den rheophilen, stark gefährdeten Frauennerfling.
5.4 Steinbeißer (Cobitis elongatoides)
5.4.1 Allgemeines
Merkmale: Langgestreckter, seitlich zusammengedrückter, 8 bis 11, max. 14 cm langer Körper;
kleine Schuppen; unterständiges Maul mit 4 kurzen Bartfäden am Oberkiefer und 2 in den
Mundwinkeln; unter jedem Auge aufrichtbarer, zweispitziger Dorn; Männchen mit „Canestrini-
Schuppe“ am Brustflossenansatz; Saum der Schwanzflosse ausgebuchtet, deutliche dunkle Binde
von Oberlippe quer über Auge, Färbungsmerkmale im Unterschied zu Sabanejewia sp.: nur 1
dunkler Fleck auf dem Schwanzflossenansatz; 2 dunkle Fleckenreihen an der Körperseite, untere
mit 15 bis 20 großen Flecken; obere mit 12 bis 20 Flecken; 4 sog. „Gambetta-Zonen“
(Pigmentierungsreihen) auf der Körperseite, alle Bartfäden kurz, erreichen maximal den
Augenvorderrand (Abb. 28).
Abb. 28: Steinbeißer aus dem Machland (oben) und aus der Enknach (unten).
51

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Biologie: Die Geschlechtsreife dürfte mit 1 bis 2 Jahren bei einer Länge von 5 bis 8 cm erreicht
werden. Das Maximalalter wird mit 5 Jahren angegeben, wobei Männchen in der Regel um ein
Jahr weniger alt werden. Als Laichzeit wird in Mitteleuropa April bis Juli angegeben. Entgegen oft
weit geringerer Angaben in der Literatur dürfte die Eizahl bei maximal etwa 3000 – 4000 pro
Weibchen liegen, wobei diese in Portionen von einigen hundert Eiern über Tage bis Wochen
verteilt abgegeben werden können (Portionslaicher; BOHLEN, 1999a). Zum Laichsubstrat gibt es
widersprüchliche Angaben, einerseits wird Sand und auch steiniges Substrat angegeben
(STEINBACH, 2002), wahrscheinlich dürfte aber pflanzliches Material, beispielsweise filamentöse
Algen oder Moos bevorzugt werden (z.B. BOHLEN, 1999; RITTERBUSCH & BOHLEN, 2000).
Der Name „Steinbeißer“ nimmt Bezug auf die besondere Ernährungsweise: Er erzeugt durch
pumpende Bewegungen in der Mundhöhle einen Wasserstrom, durch den Sediment durch das
Maul eingesogen und durch die Kiemenöffnungen wieder ausgestoßen wird. Durch spezielle
morphologische Strukturen in der Mundhöhle werden leichte, organische Nahrungspartikel von
schweren anorganischen Sedimentbestandteilen getrennt (ROBOTHAM, 1982). Als Nahrung dienen
vor allem benthische Crustaceen, Chironomiden, Oligochaeten, Rädertiere und Detritus.
Diese Ernährungsweise bestimmt auch die Mikrohabitatwahl dieses Fisches (ROBOTHAM, 1978)
mit einer Bevorzugung feiner Sandfraktionen. Zusätzlich ermöglicht dieses Sediment dem
vorwiegend dämmerungs- und nachtaktiven Steinbeißer, sich unter Tags und bei Gefahr
einzugraben. Frühe Larven leben nach dem Schlupf aus dem Ei zuerst versteckt in dichter
Vegetation, um das Prädationsrisiko zu vermindern. Juvenile Steinbeißer gehen zu einer
Lebensweise auf offenerem, sandigem Untergrund über (BOHLEN, 1999b). Zumindest in stehenden
Gewässern wurde eine hohe Standorttreue von Steinbeißern beobachtet (RITTERBUSCH & BOHLEN,
2000).
Der Steinbeißer ist wie viele Cobitiden zur Darmatmung durch Verschlucken von Luft befähigt, was
ihm das Überleben in Gewässern mit zeitweise geringer Sauerstoffsättigung ermöglicht. Auch die
Embryos sind durch externe Kiemenfilamente und eine Vaskularisation der Flossensäume an
geringe Sauerstoff- bzw. Strömungsverhältnisse angepasst.
Autökologie: Der Steinbeißer ist im europäischen Verbreitungsgebiet hinsichtlich der besiedelten
Gewässer als recht plastisch zu beschreiben, er besiedelt sowohl nicht allzu rasch fließende
Fließgewässer selbst, deren Lahnbäche wie auch stagnierende, meist aber einseitig angebundene
Altwässer. Dichte Bestände treten in Österreich vor allem in sommerwarmen, kleinen und
mittelgroßen Bächen und Flüssen mit feinsandigen bis schlammigen Anlandungen auf. Optimal für
die Entwicklung früher Stadien sind Temperaturen von ca. 18 - 26°C (BOHLEN, 2003). Als
Verbreitungsschwerpunkt in österreichischen Fließgewässern wird das Epi- und Metapotamal
angegeben (Fischregionsindex 6,3; SCHMUTZ et al. 2001). In der Literatur werden auch Uferzonen
von Seen genannt, wenngleich in Österreich mit Ausnahme eines angesiedelten Vorkommens in
einem Baggersee (SAMEK, 2000) kein derartiges Vorkommen bekannt ist. Das Vorkommen des
Steinbeißers ist streng an spezifische Substratverhältnisse gekoppelt: Nur das Vorliegen von
feinsandigen bis schlammigen Fraktionen ermöglicht seine spezialisierte Ernährungs- und
Lebensweise. Dabei ist er im Gegensatz zum Goldsteinbeißer auch noch in stark verschlammten,
stagnierenden Gewässern mit einer gewissen Sauerstoffzehrung zu finden und verfügt zudem im
Gegensatz zum Goldsteinbeißer über eine akzessorische Darmatmung. In Gewässern die kaum
geeignete Substratverhältnisse aufweisen werden manchmal ufernahe Makrophytenpolster als
Verstecke genutzt.
Taxonomie: Die Taxonomie der europäischen Arten der Gattung Cobitis ist sehr kompliziert und
unausgereift. Die von Linné beschriebene Art C. taenia ist vermutlich auf Zuflüsse der Nord- und
Ostsee sowie der Wolga beschränkt, außerhalb vorkommende Steinbeißer gehören
wahrscheinlich anderen Arten an (VASILEV et al. 1989; BOHLEN & RAB, 2001). Die im
Donaueinzugsgebiet vorkommenden Steinbeißer, und damit der Großteil der österreichischen
Population, werden aktuell der Art Cobitis elongatoides zugeordnet (FREYHOF, 1999). Zusätzlich
52

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
wird die Taxonomie durch die Möglichkeit der gynogenetischen Fortpflanzung und des Auftretens
polyploider Individuen in Steinbeißerpopulationen verkompliziert.
Innerhalb der Gattung Cobitis gibt es in Osteuropa verschiedene Arten oder Arten-Hybrid-
Komplexe mit unterschiedlichen Reproduktionsweisen, die sich unter anderem im Ploidie-Grad
unterscheiden. In Mitteleuropa wiesen erstmals BOHLEN et al. (2002) sechs verschiedene Arten-
Hybrid-Komplexe nach, und zwar in Fließgewässern der Einzugsgebiete der Oder, Elbe, Weser,
Issel und des Rheins. Neben C. taenia dürften in Mitteleuropa zumindest zwei weitere Arten
vertreten und an der Hybridbildung beteiligt sein: C. elongatoides und C. tanaitica. Laut RÁB (in
litt.) kommt C. taenia in Österreich gar nicht vor, dafür jedoch C. tanaitica und C. elongatoides.
Angesichts der offenen Diskussion wird der Steinbeißer in der Roten Liste Österreichs als Cobitis
sp. geführt (WOLFRAM & MIKSCHI, 2007).
5.4.2 Historische Verbreitung
Historische Angaben zum Steinbeißer sind generell immer mit Vorsicht zu interpretieren, fällt Laien
doch teils heute noch die Unterscheidung zur Bachschmerle („Grundl“), dem Schlammpeitzger
(„Bißgurn, Stein- oder Schlammbeißer, Wetterfisch“) und zu den Gründlingen („Grundl, Greßling,
Weber“) schwer. In der wissenschaftlichen Literatur des frühen 19. Jahrhunderts werden diese
Arten allerdings bereits differenziert abgehandelt, sodass Angaben zur Verbreitung und Ökologie
sich mit hoher Sicherheit tatsächlich auf das Taxon Cobitis sp. beziehen.
In historischen Abhandlungen über die Fischfauna Bayerns bzw. Österreichs wird allgemein
angegeben, dass der Steinbeißer in Flüssen und Bächen mit Sand- oder Schlammgrund weit
verbreitet war (SCHRANK, 1798; FITZINGER, 1832; JÄCKEL, 1864).
HECKEL & KNER (1858) geben als innerösterreichische Fundorte „…Wien, Aspern und Piesting …“
an. In KUKULAS Fischfauna Oberösterreichs (1874) trifft man leider auf ein wenig differenziertes
Bild, was die Verbreitung des Steinbeißers betrifft. Hier heißt es sehr knapp „… lebt in allen
Flüssen, Bächen und Seen …“. Dies lässt allerdings zumindest den Schluss zu, dass der
Steinbeißer zu dieser Zeit oberösterreichweit keine seltene Art war.
Der Steinbeißer wird bei HELLER (1871) für den Tiroler Inn genannt. Aktuelle Funde im Tiroler
Inntal (SPINDLER et al. 2002) legen nahe, dass sich diese historische Angabe tatsächlich auf
Cobitis bezieht. Für den Unteren Inn wird der Steinbeißer bei REICHHOLF (1989) gelistet.
Vereinzelte jüngere Funde in Nebengewässern des Unteren Inn wie Enknach (KAINZ & GOLLMANN,
2000) und Pram (JUNGWIRTH, 1984) zeigen, dass der Steinbeißer zweifellos zur historischen
Fauna des Unteren Inn und seiner Zubringer zu zählen ist.
Aus der Salzach selbst fehlen historische wie aktuelle Nachweise (SCHMALL, 2008). KOLLMANN
(1898) war er für Salzburg bekannt, jedoch fehlen in seiner Fischereikarte ortsbezogene Angaben.
Der Steinbeißer wurde 1992 im Rötelbach nachgewiesen, einem Zubringer der Saalach bei
Reichenhall (LEUNER et al. 2000) wenige Kilometer von der österreichischen Grenze entfernt.
Daher kann die Art zur potentiell historischen Fauna des Salzachgebiets gezählt werden.
Darüber hinaus finden sich Angaben, die leider nicht als sichere Hinweise für konkrete Gewässer
in Oberösterreich dienen können. Beispielsweise nennt WEIMAIER (1859) den Steinbeißer neben
der Schmerle für Zubringer der steirischen Enns, sodass Vorkommen auch stromab im
oberösterreichischen Ennsgebiet nicht auszuschließen sind. KERSCHNER (1956) listet im Jahr 1904
vom Linzer Fischmarkt acht Individuen von Steinbeißern auf, deren Herkunft unbekannt bleibt.
Weiters merkt er zu SCHEIBERS (1930) Anmerkungen zu einem "Steinparbl" aus der Traun an,
dass es sich "höchst wahrscheinlich" nicht um die Schmerle, sondern um den Steinbeißer handle.
Mit Sicherheit war der Steinbeißer zu keiner Zeit ein wirtschaftlich interessanter Fisch. Diese
Tatsache zusammen mit der sehr versteckten Lebensweise des Tieres spiegelt sich in den äußerst
seltenen Erwähnungen in historischer Literatur wieder. Dies führt zu einer sehr lückenhaften
53

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abgrenzung des ursprünglichen Verbreitungsgebietes dieser Art für Österreich im gesamten und
Oberösterreich im speziellen.
Interessant scheint jedoch, dass auch aus Nebengewässern alpin geprägter Flüsse wie Inn,
Salzach oder Enns oder aktueller auch der Drau in Osttirol (KOFLER, 1980) recht weit stromauf
gelegene Funde aufscheinen, sodass ein großes potentielles Verbreitungsgebiet auch in
Oberösterreich angenommen werden kann.
5.4.3 Aktuelle Verbreitung
Bis vor wenigen Jahren war man der Meinung, dass der Steinbeißer eine einzige, fast in der
gesamten Paläarktis von Marokko bis Japan verbreitete Art sei (LADIGES & VOGT, 1979). Aufgrund
der ungeklärten Auftrennung in verschiedene Arten ist eine Abgrenzung der Gesamtverbreitung
zum derzeitigen Wissensstand nicht möglich.
Der Steinbeißer ist europaweit mit Ausnahme von Nordskandinavien, Irland, Schottland und dem
Südbalkan vertreten. Aufgrund der neueren Erkenntnis, dass sich hinter der taxonomischen Einheit
Cobitis taenia eine Vielzahl von Arten verbergen, teilt sich das Verbreitungsgebiet
dementsprechend unter den jeweiligen Arten auf (Review von BOHLEN & RÁB, 2001). Cobitis
elongatoides sensu BOHLEN & RÁB dürfte in Mitteleuropa in Österreich im Osten Deutschlands und
in Tschechien auftreten, der Verbreitungsschwerpunkt liegt in Osteuropa.
Gute Bestände gibt es in vielen südoststeirischen Zubringern zur Mur, im „Copacabana“-
Freizeitsee und in der Lafnitz. Auch einige südburgenländische Fließgewässer weisen
Steinbeißerbestände auf. Aktuelle Nachweise fehlen aus Wien, Salzburg, Vorarlberg und, mit
Ausnahme eines Wiederansiedelungsversuches, in Kärnten. In Niederösterreich wurden einige
Nachweise aus kleinen und mittleren Fließgewässern beiderseits der Donau erbracht. Dabei
befinden sich die Oberösterreich am nächsten liegenden Vorkommen in der Url und in der Melk
(ZAUNER, 1995; ZITEK et al. 2004). Erst 2007 tauchte bei einer Fischbestandserhebung in einem
Seitenarm der Ybbs bei Leutzmannsdorf ein Steinbeißer auf (HOLZER et al., 2007).
In Oberösterreich liegen für diese Fischart nur einzelne Meldungen unterschiedlicher Aktualität aus
dem Inn- und Mühlviertel vor.
In der Pram gelang 1982 bei Kapelln ein Einzelfund eines Steinbeißers (JUNGWIRTH, 1984). Im
Rahmen von Elektrobefischungen an der Enknach (KAINZ 2000) wurden Steinbeißer im Bereich
des Zusammenflusses von Engelbach, Fillmannsbach und Hartbach gefunden.
Elektrobefischungen im Rahmen von Hochwasserschutzprojekten im Machland erbrachten
einzelne Individuen des Steinbeißers aus dem Mitterwasser und der Schwemmnaarn (GUMPINGER
2002, 2005).
Im Rahmen des vorliegenden Kleinfischprojektes wurden in Oberösterreich 45 Befischungsstellen
in zahlreichen Gewässern auf das Vorkommen von Steinbeißern hin untersucht, wobei gezielt vor
allem Gewässerstrecken ausgewählt wurden, aus denen entweder ältere Nachweise bekannt
waren, oder die in der Nähe früherer Fundorte lagen. In fünf der untersuchten Gewässer konnte
diese für Oberösterreich seltene Fischart nachgewiesen werden. Die Funde verteilen sich auf
mehrere Gewässer des Machlandes und ein Gießen-System der Enknach (Abb. 29).
54

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 29 Steinbeißer-Nachweise in Oberösterreich
Abb. 30: Steinbeißer-Nachweise in Österreich, Stand 2007; Daten aktualisiert aus: ZAUNER & RATSCHAN, 2005.
55

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Die Steinbeißerpopulation im kleinen Naarnkanal im Machland ist von Individuen mit einer
Körperlänge um 70 mm dominiert, die als Altersklasse 2+ interpretiert werden kann (vgl.
RITTERBUSCH & BOHLEN, 2000). Sie ist damit im Durchschnitt jünger als die Population, die an der
Enknach gefunden wurde. Hier dominieren ältere Individuen mit Längen zwischen 100 und
110 mm (Abb. 31). Interessant ist dieser Umstand vor allem vor dem Hintergrund regelmäßiger
Sohlräumungen der Bäche im Machland.
Individuezahl
12
10
8
6
4
2
0
Steinbeißer, Cobitis elongatoides
Machland (n = 25)
Enknach (n = 22)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140
Totallänge [mm]
Abb. 31 Längen-Frequenz-Diagramm der Steinbeißerpopulationen aus dem Machland und der Enknach
Die mit dem Steinbeißer sympatrisch vorkommenden Arten zeigen schon das breite Spektrum der
von dieser Art besiedelten Habitate. In den Bächen des Machlands kommt der Steinbeißer meist
zusammen mit rheophilen Arten wie Gründling, Bachforelle, Schneider, Bachschmerle, Barbe,
Koppe und Äsche vor. Dazu mischen sich noch indifferente Arten wie Aitel und Hasel. In
langsamer durchflossenen bzw. stehenden Gewässern wie dem Mitterwasser im Machland oder
dem Gießen-System in der Enknach tritt der Steinbeißer hauptsächlich gemeinsam mit
indifferenten Arten wie Hecht, Flussbarsch, Aitel, Hasel und Elritze auf. Hier kommen in
Einzelfällen auch limnophile Arten wie Stichling und Schleie hinzu (Abb. 32).
56

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Stellen
7
6
5
4
3
2
1
0
Co.ta
Le.ce
Go.go
Le.le
Sa.tr
Al.bi
Ba.br
Ba.ba
Co.go
Th.th
Es.lu
Steinbeißer, Cobitis elongatoides
Pe.fl
Ph.ph
Al.al
Abb. 32 Sympatrisches Auftreten mit Steinbeißern. Blau … rheophil; grau ... oligorheophil; grün ... indifferent; rot ...
limnophil
5.4.4 Diskussion
Im Machland konnten Steinbeißer sowohl im künstlichen Unterlauf der Naarn wie auch im alten
Naarn-Unterlauf, der heutigen Schwemmnaarn, nachgewiesen werden. In beiden
Gewässerbereichen sind jedoch die Dichten als äußerst gering zu bewerten. Es wurden jeweils nur
einzelne Individuen im Bereich ufernaher Wasserpflanzenbestände (Ranunculus fluitans)
gefangen.
In der morphologisch über weite Bereiche sehr naturnahen Schwemmnaarn konnten trotz
intensiver Befischungen in mehreren Teilbereichen Steinbeißer nur unmittelbar nach der
Ausleitung aus der Naarn bei Labing nachgewiesen werden. Weitere Befischungen im naturnahen
Unterlauf der Schwemmnaarn im Bereich der Entenlacke sowie im Mündungsbereich des
Klambachs in die Schwemmnaarn brachten keine weiteren Steinbeißerfunde.
Dichtere Bestände wurden im Kleinen Naarnkanal nahe der Mündung in den Tobrabach gefunden.
Dieses Gerinne ist stark begradigt und weist durch die dichte, krautige Ufervegetation nur im
Sommer ein erhebliches Maß an Beschattung auf (Abb. 33). Nach der Mündung in den Tobrabach
werden beide Bäche in einem betonierten Gerinne geführt.
Ca.au
Ga.ac
Lo.lo
Pr.ma
Ps.pa
Sa.fo
Ti.ti
57

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 33: Fundstelle im überwachsenen Bereich des Kleinen Naarnkanals vor der Mündung des Tobrabachs (links)
und auf verbliebenen Schlammbänken (links unten) im Mündungsbereich zur Naarn (rechts). Die Felder
grenzen unmittelbar an den Bachlauf.
Dieses Gerinne wird in regelmäßigen Abständen geräumt und wies zum Befischungszeitpunkt
keinerlei Strukturen auf. In dem weiten Trapezprofil kommt es durch fehlende Beschattung zu einer
starken Erwärmung des Wassers. Im unmittelbaren Mündungsbereich des Kanals in die Naarn
wurde die Räumung aufgrund von Hindernissen in der Uferböschung nicht vollständig ausgeführt.
Hier blieben wenige Zentimeter starke Feinsedimentauflagen, Totholz und semiaquatische
Vegetation erhalten. In diesem wenige Quadratmeter großen Bereich konnten mehrere Individuen
des Steinbeißers nachgewiesen werden.
Offensichtlich stellen hier einige Monate alte Sedimentablagerungen in einem kanalisierten
Bachbett mangels naturnaher Bachabschnitte noch das geeignetste Mikrohabitat für diese seltene
Fischart dar.
Der Lauf der Enknach wurde an mehreren Stellen befischt. An dem bekannten Steinbeißer-
Fundort am Zusammenfluss von Engelbach, Fillmannsbach und Hartbach konnten im Zuge dieser
Befischungen keine Individuen nachgewiesen werden. Nur knapp 1 km flussab dieser Stelle wurde
in einem Gießen-System der Enknach ein dichter Bestand an Steinbeißern gefunden. Dieser
Graben verfügt über einen sehr geringen Abfluss und kaum Strömungsgeschwindigkeit. Die
Makrophytenbestände sind teilweise sehr dicht, die Sohle ist von einer dicken Feinsedimentschicht
bedeckt. Unterseitig ist der Graben frei an die Enknach angebunden (Abb. 34).
58

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 34: Anbindung des Gießen-Systems (links) an die Enknach (rechts) bei Dietzing.
In der Enknach selbst, unmittelbar am Zusammenfluss mit der beschriebenen Gieße, konnte
lediglich ein Exemplar eines Steinbeißers gefangen werden. Die Enknach weist hier eine höhere
Strömungsgeschwindigkeit auf, weshalb feinsandige bzw. schlammige Substrate kaum vorhanden
sind. Weitere Befischungen im Verlauf der Enknach führten zu keinen weiteren Steinbeißerfunden.
Der Steinbeißer, eine sehr kleinwüchsige Art wird verbreitungsmäßig dem Epi- und Metapotamal
unserer Fließgewässer zugeordnet (Fischregionsindex 6,3; SCHMUTZ et al. 2001). Das Tier ist
hauptsächlich dämmerungs- und nachtaktiv und verbringt den Tag eingegraben im Feinsediment
bzw. versteckt in makrophytenbewachsenen Bereichen seiner Wohngewässer. Diese
Schmerlenart ist aufgrund ihrer Lebens- und Ernährungsweise stark an spezielle, oft nur sehr
kleinräumig gegebene Substratverhältnisse angepasst. Die Verteilung in den Gewässern ist somit
sehr stark an solche, geeignete Mikrohabitate gebunden.
Angesichts des großen potentiellen Verbreitungsgebiets in Oberösterreich stellt sich die Frage,
wieso nur eine derart kleine Zahl von Funden vorliegt. Unweigerlich drängt sich der Verdacht auf,
dass diese benthische Kleinfischart bei diversen Bestandserhebungen in der Vergangenheit
übersehen oder nicht erkannt worden wäre. Führt man sich aber die dichten Nachweise in
Südostösterreich vor Augen, wo ebenfalls kaum spezifische Steinbeißer-Erhebungen, sondern
Elektrobefischungen mit anderen Fragestellungen durchgeführt wurden (Abb. 30), so zeigt sich,
dass dies nicht der Hauptgrund für die geringe Nachweiszahl in Oberösterreich sein dürfte. Dazu
ist zu ergänzen, dass diverse Institutionen bzw. handelnde Personen, die in den letzten Jahren in
Oberösterreich kaum minder dichte Erhebungen als in anderen Bundesländern durchgeführt
haben, den Steinbeißer aus anderen Gebieten kennen und daher auch in Oberösterreich richtig
bestimmt hätten.
Der Blick ins benachbarte Bayern sowie nach Niederösterreich ist in diesem Zusammenhang
aufschlussreich: In Bayern wurde intensiv speziell nach Steinbeißern gesucht, aber nur an 2
Standorten gelang ein Fund (BOHL, 1992: LEUNER et al. 2000). Dem entsprechend wird die Art in
Südbayern als „vom Aussterben bedroht“ eingestuft, in Nordbayern gilt sie als verschollen. Auch
im Most- und Waldviertel gibt es nur wenige Vorkommen, weiter im Osten (Wein- und
Industrieviertel) wurde die Art jedoch deutlich häufiger gefunden.
59

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Dies spricht dafür, dass auch in Oberösterreich nicht eine geringere Dichte oder Intensität an
Erhebungen, sondern eine tatsächlich sehr lückige oder reliktäre Verbreitung des Steinbeißers
vorherrscht. Nichts desto trotz ist aber zu erwarten, dass noch einige weitere Fundorte auftauchen.
Zweifelsohne liegt Oberösterreich innerhalb des überregionalen Verbreitungsgebiets der Art,
sodass außerhalb des ökologischen Optimums des Steinbeißers liegende, nicht im Detail
bekannte Habitatfaktoren bzw. Gefährdungsfaktoren für die hiesige Seltenheit der Art
verantwortlich sein dürften. Diesbezüglich wären klimatische, naturräumliche bzw. geologische
Faktoren plausibel. BOHLEN (2003) beschreibt das Vorhandensein von geeigneten Mikrohabitaten
mit warmem Wasser als Schlüsselfaktor für die erfolgreiche Reproduktion von Cobitis. Betrachtet
man die Funde in Ober- und im westlichen Niederösterreich, so zeigt sich, dass es sich um
ausgesprochen sommerwarme, gefällearme Flüsse mit zumindest abschnittsweise starker
Besonnung infolge harter Regulierung (Machland, Pram, Url, Mank, Melk) oder um stagnierende
Gewässerabschnitte handelt (Enknach). Funde aus stark beschatteten, rascher fließenden Ober-
und Mittelläufen, wie sie etwa in der Südsteiermark vorkommen, sind derzeit aus Oberösterreich
nicht bekannt. Typische Steinbeißergewässer in Südösterreich, flussbegleitende Lahnbäche,
fehlen in Oberösterreich weitgehend und an kleinere Fließgewässer angebundene Altarme sind
sehr selten.
Möglicherweise bildet der Steinbeißer derzeit in Oberösterreich nur dort Bestände, wo er lokal
außerordentlich günstige Bedingungen vorfindet. Diese sind derzeit eher in anthropogenen
Sekundärhabitaten realisiert (vgl. TATENHORST et al. 2002), während die ursprünglichen
Lebensräume der Art in Oberösterreich weitgehend verschwunden sein dürften. Natürliche Fluss-
Au-Systeme zeichneten sich beispielsweise durch weit heterogenere Temperaturverhältnisse aus
als regulierte Fließgewässer (ARSCOTT et al. 2001), sodass auch für die Reproduktion des
Steinbeißers geeignete Mikrohabitate vielerorts verloren gegangen sind.
Jedenfalls dürfte es sich beim Steinbeißer um eine der am stärksten gefährdeten Fischarten in
Oberösterreich handeln. Es besteht massiver Handlungsbedarf, die bestehenden Lebensräume
und Bestände zu erhalten und auszuweiten, auch um allfällig lokal angepasste Stämme nicht zu
verlieren.
5.4.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge
Auch beim Steinbeißer handelt es sich um eine Fischart, die im Anhang II der FFH-Richtlinie
ausgewiesen ist. Mehr noch als bei anderen gefährdeten Arten scheint hier eine äußerst dünne
Datenlage in Bezug auf Verbreitung und Bestandsdichten zu herrschen.
Nicht zuletzt aus diesem Grund scheint es wichtig, dass die aktuell bekannten Vorkommen des
Steinbeißers in Oberösterreich besonderen Schutzstatus genießen. Möglich wäre dies unter
anderem durch die Ausweisung des Steinbeißers als Schutzgut im geplanten Natura2000-
Schutzgebiet Machland sowie die Nachführung als Schutzgut im Gebiet Wiesengebiete und Seen
des Alpenvorlandes. Letzteres würde die Ausweitung des Schutzgebietes auf den aktuellen
Fundort des Steinbeißers in der Enknach bei Dietzing notwendig machen.
Obwohl man im Fall des versteckt lebenden und stark an spezifische Mikrohabitate gebundenen
Steinbeißers davon ausgehen kann, dass manche Bestände in der Vergangenheit trotz
Aufnahmen in entsprechenden Gewässern übersehen wurden und auch aktuell noch werden, sind
dramatische Bestandsrückgänge hauptsächlich aufgrund von flussbaulich bedingten
Lebensraumverlusten die Hauptursache für seinen Gefährdungsstatus in Oberösterreich.
Der Unterlauf der Naarn wurde in den 70er Jahren des vergangenen Jahrhunderts massiv reguliert
und begradigt. Die Naarn verfügt in diesem etwa 10 km langen Bereich über keinerlei
nennenswerte Strukturen. Das Gewässer zeigt eine erheblich verringerte Breiten-Tiefen-Varianz,
auch Strömungsgeschwindigkeit und damit Sohlbeschaffenheit variieren kaum. Dieser rithralisierte
Bereich der Naarn bietet dem Steinbeißer offensichtlich keinen geeigneten Lebensraum mehr
60

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
(Abb. 35). Elektrobefischungen ergaben ein sehr eingeschränktes Artenspektrum (6 Arten) für
diesen Bereich der Naarn (SCHEDER & GUMPINGER 2007)
Die Schwemmnaarn, der ehemalige Naarn Unterlauf, wird auf Höhe der Ortschaft Labing aus der
Naarn über ein Schlauchwehr mit 150 bis 500 l/s dotiert. Mehrere kleine Zuflüsse liefern
beträchtliche Mengen an Feinsediment aus der landwirtschaftlich intensiv genutzten Ebene des
Machlandes. Unterseitig muss die Schwemmnaarn über ein Pumpwerk auf das Niveau der, hier
infolge Rückstaus vom unterliegenden Kraftwerk mehrere Meter über der Au liegenden Donau
gehoben werden. Eine direkte Anbindung fehlt auch hier.
Die fehlende hydrologische Dynamik (keine Hochwasserspitzen mit Ausnahme des kleinen
Resteinzugsgebietes der Zubringer) führt dazu, dass starke Ablagerungen von Feinsedimenten im
morphologisch über weite Strecken sehr naturnahen und strukturreichen Gewässerbett stattfinden,
die auch nicht mehr erodiert und abtransportiert werden können (Abb. 35).
Abb. 35: Strukturfreier Unterlauf der Naarn (links) und feinsedimentbelastete Bereiche in der Schwemmnaarn
(rechts).
Die bereits angesprochenen Zuflüsse zur Schwemmnaarn, namentlich Tobrabach, Arbinger Bach,
Deiminger Bach, Starzenbach und Gassoldinger Bach durchfließen den Beckenbereich des
Machlandes und stellen ähnliche Lebensraumbedingungen wie der untersuchte Bereich des
Kleinen Naarnkanals dar. Diese Gewässer konnten in vorliegendem erstem Modul des Projektes
aber aus Budget- und Zeitgründen nicht weiter untersucht werden.
Die Unterläufe dieser Bäche im Bereich der Ebene des Machlands wurden umgelegt, begradigt
und kreuzen sich an einer Stelle sogar. Diese Gerinne sind über weite Bereiche naturfern gestaltet,
werden in Trapezprofilen geführt, die Sohle ist zum Teil gepflastert, Beschattung fehlt fast
durchgängig und die Feinsedimentbelastung ist hoch. Nichtsdestotrotz wurden im Unterlauf des
kleinen Naarnkanal auf kleinräumigen Feinsedimentablagerungen die dichtesten
Steinbeißerbestände des Machlands gefunden.
Großflächige Betträumungen zur Abflussverbesserung in diesen Gerinnen vernichten den ohnehin
lediglich als dürftigen Ersatz einzustufenden Ersatzlebensraum für den Steinbeißer in
regelmäßigen Abständen (Abb. 36). Es muss davon ausgegangen werden, dass die Tiere durch
diese Räumungen nicht nur an Lebensraum verlieren sondern auch direkt aus dem Gewässer
entfernt werden (TATENHORST, 2002). Diesen Eindruck bestätigt auch der hohe Anteil an jüngeren
Individuen an der Steinbeißerpopulation im Machland, verglichen mit dem Fund an dem
ungestörten Gießen-System der Enknach.
61

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 36: Kleiner Naarnkanal kurz nach einer Bachbetträumung.
Durch eine eingehendere und verdichtende Untersuchung der Gewässer im Machland könnten
Daten über die Verbreitung, Bestandsgrößen und die Verteilung des Steinbeißers in
unterschiedlich degradierten Gewässerbereichen erhoben werden. Diese Einsichten sollten als
Basis für ein Konzept zur Lebensraumschaffung und -revitalisierung für diese bedrohte Fischart im
Machland dienen.
Darüber hinaus sollten im Vorfeld der regelmäßig wiederkehrenden Bachräumungen in diesem
Bereich Tiere für die Nachzucht in künstlichen Bachläufen bzw. den Versatz in geeignete
Gewässer im Machland entnommen werden. Kurzfristig könnte auch ein ökologisch orientiertes
Konzept zur „steinbeißerschonenden“ Räumung von Bächen eine Verbesserung der
Bestandssituation im Machland bringen. Mittel- und langfristig kann jedoch nur eine umfassende
Renaturierung der Unterläufe der genannten Bäche in der Ebene des Machlandes sowie des
künstlichen Unterlaufs der Naarn und die Verbesserung der Anbindungssituation der
Schwemmnaarn wertvolle Lebensräume für den Steinbeißer schaffen und die Bestandsgrößen
dieser seltenen Art sichern und erhöhen.
Im Pram-Mittellauf wurde Mitter der 1980er Jahre ein Steinbeißer dokumentiert (JUNGWIRTH et al.
1984). In der ersten Projektsperiode war aus Zeitgründen nur eine sondierende Befischung an
einer Stelle der Pram möglich. Detaillierte Erhebungen entlang der Pram scheinen aber nötig.
Sollte sich bei diesen weiterführenden Untersuchungen bestätigen, dass in der Pram keine
Steinbeißer mehr vorkommen, so könnte eine Wiederansiedelung in diesem Fluss Erfolg
versprechen. Die Wassergüte hat sich seit den 1990ern etwas verbessert, und auch die
besatzbedingt vormals sehr hohen Aaldichten in den 70er und 80er Jahren des letzten
Jahrhunderts gehören in der Pram der Vergangenheit an.
Die Enknach wird seit mehr als 800 Jahren energiewirtschaftlich genutzt. Dies führte schon früh zu
massiven hydromorphologischen Veränderungen im Gewässer. Das Bett wurde über weite
Strecken aus der Tiefenlinie des Tales gehoben, begradigt und durch verschiedenste
Uferverbauungen und –wälle gesichert. Durch diese Veränderungen kam es neben der
dramatischen Abnahme der Strukturausstattung und Breiten-Tiefen-Varianz auch zu einer starken
Rithralisierung der Enknach. Die vereinheitlichte und durchwegs höhere
62

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Strömungsgeschwindigkeit bedingt heute über weite Strecken Substratverhältnisse, die keinen
geeigneten Lebensraum für den Steinbeißer bieten.
Aus aktueller Sicht kommen im ökologisch massiv degradierten Lauf der Enknach lediglich einige
wenige Stellen im Stauwurzelbereich der Wasserkraftanlagen sowie der Mühlen und Sägewerke
bzw. im Mündungsbereich von unterseitig angebundenen Gießen-Systemen als geeigneter
Lebensraum für den Steinbeißer infrage. Diese Areale sind jedoch sehr kleinräumig und oft
mehrere Kilometer voneinander entfernt. Wanderbewegungen zwischen diesen Bereichen sind
zusätzliche durch zahlreiche unpassierbare Querbauwerke unmöglich.
Für den langfristigen Erhalt einer Steinbeißerpopulation in der Enknach ist anzustreben, potentielle
Habitate über den gesamten Lauf des Flusses anzubieten und diese durch geeignete Maßnahmen
auch erreichbar zu machen. Möglichkeiten hierzu bieten die Wiederanbindung bzw. Revitalisierung
von ehemaligen Laufbereichen der Enknach, die Anbindung und Dotation von Gießen-Systemen
sowie eine umfassende ökologisch orientierte Umgestaltung des Flusslaufes in mehreren
Bereichen. Die Installation von Organismenwanderhilfen an den zahlreichen, zumeist
unpassierbaren Querbauwerken würde Wanderbewegungen und damit in einem ersten Schritt die
Erreichbarkeit von und im Weiteren den Austausch zwischen den geschaffenen Habitaten
ermöglichen.
Eine nicht unbeträchtliche Gefahr für die wenigen, verbliebenen Steinbeißerpopulationen in
oberösterreichischen Gewässern geht zudem von einer verfehlten fischereilichen Bewirtschaftung
aus. Diesbezüglich dürfte der Besatz des gebietsfremden Aals besonders negativ wirken und muss
daher im gesamten Einzugsgebiet unterbleiben. Auch der Besatz von fangfähigen Forellen kann
Steinbeißer einem stark erhöhten Räuberdruck aussetzen.
Des Weiteren fehlen an von Steinbeißern besiedelten Gewässern oft Uferschutzstreifen.
Landwirtschaftlich genutzte Flächen reichen oft bis unmittelbar an die Gewässer heran. Dieses
Fehlen von Gehölz bedingt zwar eine höhere Wassertemperatur in den stark rithralisierten
Gewässern durch vermehrte Sonneneinstrahlung, was dem Steinbeißer zugute zu kommen
scheint. Problematisch in diesem Zusammenhang ist jedoch der direkte bzw. indirekte
Nährstoffeintrag aus der Landwirtschaft der die Fließgewässer durch diese Bedingungen
unverhältnismäßig stark in Mitleidenschaft zieht.
Revitalisierungen, die zu morphodynamischen Umlagerungen führen, können den negativen Effekt
übermäßiger Feinsediment- und Nährstoffeinträge wirkungsvoll reduzieren. Durch die dynamische
Sortierung und Umlagerung von Sedimenten entstehen für substratgebundene Fischarten wie
Steinbeißer (aber auch Goldsteinbeißer, Neunaugen etc.) hochwertige Mikrohabitate laufend neu.
5.5 Schlammpeitzger (Misgurnus fossilis)
5.5.1 Allgemeines
Merkmale: Bis 30 cm langer, vorne fast drehrunder, walzenförmiger Körper; unterständiges Maul
mit 6 Bartfäden am Oberkiefer und 4 Bartfäden am Unterkiefer; Bauch- und Rückenflossen nach
hinten verlagert; Rand der Schwanzflosse abgerundet; deutliche Fettkiele an der Schwanzwurzel,
unvollständige Seitenlinie; sehr kleine Schuppen; kein Dorn unter dem Auge; Nasenöffnungen
röhrenförmig verlängert; Grundfärbung meist rotbraun mit am Rücken und an den Flanken zu
Längsbinden vereinigten dunklen Flecken und Punkten; Sekundärer Geschlechtsdimorphismus:
Männchen kleiner, Brustflossen länger, spitz endend; zweiter Brustflossenstrahl verdickt;
Männchen zeigen zur Laichzeit rötlich gefärbte laterale Wülste zwischen Rücken- und Afterflosse
(Abb. 37).
63

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 37: Geschlechtsdimorphismus beim Schlammpeitzger: oben Männchen (TL 185 mm) mit größerer Brustflosse,
verdicktem 2. Flossenstrahl und rötlichem Wulst im Schwanzbereich; unten Weibchen (TL 195 mm) mit
kleinerer Brustflosse.
Biologie: Der Schlammpeitzger gilt als langlebiger Fisch, dem eine Lebensdauer bis über 21
Jahre nachgesagt wird. Die Geschlechtsreife erreicht er mit 2 bis 3 Jahren (STEINBACH, 2002). Für
eine erfolgreiche Fortpflanzung ist eine Wassertemperatur von mehr als 19°C notwendig
(KOTTELAT et al. 2007), wahrscheinlich aber eher von mindestens 24°C (BOHLEN, schriftl. Mittlg.).
In der Zeit von April bis Juli legt das Weibchen etwa 4500 bis 13000 (KOURIL et al. 1996) klebrige,
1,3 bis 1,5 mm große Eier über Wasserpflanzen ab. Die Larven verfügen über eine
morphologische Besonderheit, sie bilden äußere Kiemen in Form von Kiemenfäden, die während
der Metamorphose vom Operculum überdeckt werden. Diese Bildung wird als eine Anpassung an
den geringen Sauerstoffgehalt der bevorzugt besiedelten Gewässer gedeutet. Dem entsprechend
können die Adulttiere atmosphärischen Sauerstoff nutzen, indem sie Luft schlucken, die den Darm
passiert und durch den Anus wieder ausgeschieden wird. Im Schlamm vergraben können sie
dadurch sogar eine temporäre Austrocknung des Gewässers überdauern.
Die Jungfische können unter guten Bedingungen bis zum Ende des ersten Jahres (0+) auf eine
durchschnittliche Länge von 120 mm, am Ende des zweiten Jahres (1+) auf durchschnittlich
193 mm und am Ende des dritten Jahres (2+) auf durchschnittlich 223 mm (KÄFEL, 1993)
heranwachsen.
Der Schlammpeitzger nimmt Schwankungen des Luftdrucks wahr und zeigt vor Gewittern zum Teil
auch unter Tags erhöhte Aktivität. Aus diesem Grund wird er im Volksmund auch als „Wetterfisch“
bezeichnet. Weitere zum Teil nur lokal gebräuchliche Namen sind Schlammbeißer, (Schlamm-
)Bisgurn und Grunzgrundel. Letzerer bezieht sich auf die Laute, die der Schlammpeitzger oft
ausstößt, wenn er gefangen wird.
Autökologie: KÄFEL (1993) beschreibt den ursprünglichen Lebensraum des Schlammpeitzgers als
naturbelassene, dynamische, stehende bis langsam fließende Gewässer mit Schlammgrund.
Dieser Gewässertyp ist heute häufig in verlandenden Altwässern, Grabensystemen und
abgeschnittenen Mäandern realisiert. Früher soll der Schlammpeitzger in seinem osteuropäischen
Verbreitungsgebiet häufig mit dem Hundsfisch Umbra krameri vergesellschaftet vorgekommen
sein (GEYER, 1940). Bereiche mit Makrophytenbewuchs werden von allen Größenstadien deutlich
bevorzugt (MEYER& HINDRICHS, 2000), was als Verhaltensweise gedeutet wird, die Schutz vor
64

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Prädation bietet. Auffallend war im Zuge der vorliegenden Befischungen die Konzentration von
Individuen in Totholzansammlungen in ansonsten strukturarmen Gewässern.
Gegen sommerliche Sauerstoffarmut und Austrocknung der Wohngewässer ist Misgurnus
aufgrund seiner morphologischen Besonderheiten und der Fähigkeit sich tief im schlammigen
Grund seiner Wohngewässer zu vergraben gut gewappnet. Die Besiedelung nicht ständig
angebundener Augewässer(-reste) erfolgt durch aktive Einwanderungen bzw. passive
Verfrachtung während Hochwasserereignissen.
5.5.2 Historische Verbreitung
Österreichweit galten vor allem flussbegleitende Augewässer entlang mäandrierender und
furkierender Fließgewässer wie Donau, Unterer Inn, Untere Salzach, March, Thaya, Mur, Leitha,
Raab, Lafnitz, Strem als Verbreitungsgebiet des Schlammpeitzgers. Auch im Neusiedler See und
im Seewinkel gab es Nachweise dieser Art. In den westlichen Bundesländern Vorarlberg, Tirol und
Kärnten gibt es keine historischen Nachweise des Schlammpeitzgers.
Die älteste verfügbare Quelle in Bezug auf Vorkommen von Schlammpeitzgern in Oberösterreich
führt die Art generell für die Donau und den Inn an (SCHRANK, 1798). FITZINGER (1832) gibt
Hinweise auf bevorzugte Lebensräume der Art und nennt „Flüsse, schlammige Bäche und
Wassergräben“. Ähnliches findet man für Oberösterreich bei KUKULA (1874), der die Art in der
„Donau und ihren sumpfigen Ausbreitungen“ und speziell für die ehemalige Zizlau (Standort der
heutigen VÖST) anführt. HECKEL UND KNER (1858) geben Fundorte an der Donau bei Wien und
Linz an. Daneben soll der Schlammpeitzger auch in der Lainsitz bei Weitra vorgekommen sein.
Auch SIEBOLD (1863), JÄCKEL (1864) und KRAFFT (1874) nennen schlammige Lacken, Altwässer
und „Aulacken der Donau“ als Lebensräume des Schlammpeitzgers.
Die einzige historische Angabe aus dem Einzugsgebiet der Salzach liefert FRAAS (1854), der
Schlammpeitzger auch für den Inn nennt. Die Fischereikarte von KOLLMANN (1898) zeigt die Art
ausschließlich im Plainbach, einem Nebenbach der Fischach stromab von Salzburg. TÜRK et al.
(1996) berichten aus dem Flachgau nahe der Landesgrenze, dass bis in die 1940er Jahre sowohl
der Wallersee als auch die umliegenden Bäche vom Schlammpeitzger besiedelt wurden. Weitere
historische Fundorte sind im Einzugsgebiet der Salzach derzeit nicht bekannt. Bislang konnte nur
BOHL (1995) in einem Altwasser auf bayerischer Salzachseite ein Einzelexemplar belegen, was
darauf schließen lässt, dass der Schlammpeitzger auch ursprünglich in Augewässern der Unteren
Salzach vorgekommen ist.
Historische Hinweise auf Vorkommen von Schlammpeitzgern in den Augewässern der Traun sind
nicht bekannt. Allerdings befinden sich zwei Exemplare aus dem Jahr 1901 in der Fischsammlung
des Naturhistorischen Museums in Wien (WELLENDORF, schriftl. Mittlg), deren Fundort mit „Traun“
angegeben ist. Leider fehlt eine konkretere Ortsbezeichnung.
Alte Beschreibungen von Bestandsdichten oder Fangzahlen fehlen leider weitgehend.
Diesbezüglich ist der Hinweis von FITZINGER (1874) relevant, der die Art als „in der Donau usw.
gemein“ beschreibt. Eine Zahl findet man in der Liste von KERSCHNER (1956), der im Jahr 1905 am
Fischmarkt in Linz 310 Individuen angibt. Dies zeigt, dass Schlammpeitzger wohl nicht selten
waren und offenbar auch kulinarisch verwertet wurden.
MERWALD (1960) bezeichnet den Schlammbeißer als einen im Schlamm des Steyregger Grabens
häufig gefangenen Fisch, bemerkt aber den allgemeinen Rückgang der Fischfauna in diesem
Bereich der Donau durch die Abkopplung des Grabens vom Hauptstrom und eine damit
einsetzende Verlandung. Der Schlammpeitzger wird in einer zweiten Liste von Merwald auf einen
seltenen Fang in kleineren Tümpeln im Herbst zurückgestuft. Diese Einschätzungen beziehen sich
auf den Zeitraum von 1931 bis 1960.
Aus den siebziger Jahren datiert der Fund eines Schlammpeitzgers aus einem Altarm der Pram
bei Taufkirchen (GRIMS, mündl. Mitt.).
65

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Bauern im Eferdinger Becken berichten von dichten Vorkommen des Schlammpeitzgers, der
immer wieder in die Pumpen der Feldbewässerungssysteme gesaugt wurde und diese verstopfte.
Noch in den achtziger Jahren traten auf diese Weise regelmäßig Schlammpeitzger in Erscheinung
(LUGMAIR, mündliche Mitteilung).
Zusammenfassend ist zu rekonstruieren, dass der Schlammpeitzger ursprünglich in den
Augewässern entlang der großen Flüsse Oberösterreichs weit verbreitet war. Vor allem die
Furkationszonen in den Beckenlagen von Salzach, Inn, Donau und Traun dürften entsprechende
Lebensräume geboten haben. Weiters sind Vorkommen in fluss- und seenbegleitenden
Feuchtgebieten sowie Altarmen („oxbows“) kleinerer, mäandrierender Fließgewässer wie
beispielsweise Krems, Aschach, Innbach oder Pram als sehr wahrscheinlich anzunehmen,
wenngleich sie hier nur eingeschränkt durch entsprechende historische Quellen belegt sind. Auch
Bestände in künstlichen Gewässern der frühen Kulturlandschaft wie Entwässerungsgräben, Lösch-
und Fischteichen etc. sind anzunehmen, haben jedoch nicht in die verfügbare historische Literatur
Einzug gehalten.
5.5.3 Aktuelle Verbreitung
Das aktuelle Verbreitungsgebiet des Schlammpeitzgers in Österreich ist mit Sicherheit deutlich
geringer, als das historisch bekannte Verbreitungsgebiet.
Verbreitungsschwerpunkte liegen aktuell noch im flussbegleitenden Altarmsystem der
niederösterreichischen Donau. Mit Ausnahme der Auen östlich von Wien bestehen aber auch hier
große Wissensdefizite über aktuelle Bestände und Populationsgrößen. Vorkommen gibt es weiters
entlang der unteren Thaya und March und in Augewässern entlang der Grenzmur und Lafnitz. Im
burgenländischen Seewinkel ist diese Art in der Langen Lacke nachgewiesen, im Neusiedler See
selbst gilt sie als verschollen (HERZIG et al. 1994). Der Schlammpeitzger fehlt in den
westösterreichischen Bundesländern Vorarlberg, Tirol, Salzburg und Kärnten.
In Oberösterreich war vor der Durchführung der Freilandarbeiten des Kleinfischprojekts der
Schlammpeitzger rezent nur an einem Fundpunkt im Machland nachgewiesen.
Im Rahmen dieses Projektes wurde an 73 Probestellen, das sind 42,4% aller befischten
Gewässer, nach dem Schlammpeitzger gesucht. In elf davon, also in 15,1% der spezifischen
Probestellen, konnte die in Österreich vom Aussterben bedrohte Art (WOLFRAM & MIKSCHI 2007)
nachgewiesen werden. Dazu ist zu sagen, dass in manchen Gebieten fast alle noch vorhandenen,
stagnierenden Gewässer befischt wurden, und. auf weiten Strecken zwischen den Zielgebieten
kaum oder überhaupt keine geeigneten Kleingewässer mehr erhalten sind.
Die neuen Nachweise befinden sich im Machland, Eferdinger Becken und in den Traun-Krems-
Auen östlich von Linz (Abb. 38). Weitere Exemplare wurden im Oktober 2008 in den Innauen bei
Mühlheim entdeckt (MÖRTELMAIER, schriftliche Mitteilung).
66

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 38 Rezente Fundorte des Schlammpeitzgers und neue Fundorte (zum Großteil im Rahmen des
Kleinfischprojekts)
Insgesamt wurden bei den Elektrobefischungen im Jahr 2008 265 Schlammpeitzger
nachgewiesen. Die überwiegende Mehrzahl (n = 212) davon kommt aus Gewässern des
Eferdinger Beckens. Im Machland wurden 40 Individuen entdeckt, in einem Grabensystem der
Traun-Krems-Auen konnten elf Tiere gefangen werden und eine Elektrobefischung in den Innauen
ergab den Nachweis von zwei Schlammpeitzgern.
Die 263 vermessenen Individuen waren zwischen 75 und 255 mm (Abb. 39). Gewogene Individuen
(n = 152) waren zwischen vier und 84 g schwer. Das Geschlecht der gefangenen
Schlammpeitzger wurde soweit möglich vor Ort bestimmt (n = 98). Diese Erfassung ergab ein
Geschlechterverhältnis von 53:47 (m:w).
67

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Frequenz
35
30
25
20
15
10
5
0
70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200 210 220 230 240 250 260 270
TL [mm]
Eferdinger Becken (n=212)
Machland (n=40)
Traunauen (n=11)
Abb. 39: Längen-Frequenz-Diagramm der gefangenen Schlammpeitzger
Kleine Individuen um 130 mm Körperlänge dominieren die Populationen im Eferdinger Becken und
im Machland. Diese Tiere werden als Altersklasse 1+ interpretiert, entstammen also der
Fortpflanzungsperiode 2007. Die Schlammpeitzgerfunde im Eferdinger Becken, im Machland und
in den Traunauen sind offenbar selbst reproduzierende Populationen.
Die zweigipfelige Verteilung der Individuen im Bereich von 110 bis 130 mm in den Populationen
des Eferdinger Beckens und Machlands ist höchstwahrscheinlich durch unterschiedliches
Wachstum der Jungtiere in Habitaten mit differierenden Nahrungsbedingungen und
Wassertemperaturen zurückzuführen.
Größere Individuen dürften im Fangergebnis dominant aufscheinen, da sie unter den schwierigen
Befischungsbedingungen (Feinsediment, Wassertrübe, Wasserpflanzenbewuchs, Totholz,…)
leichter auszumachen sind als juvenile Schlammpeitzger und stärker auf das elektrische Feld
reagieren. Larven bzw. 0+ Individuen konnten in keinem der Habitate nachgewiesen werden. Dies
ist allerdings höchstwahrscheinlich nicht auf eine fehlende Reproduktion im Frühjahr 2008
zurückzuführen sondern methodisch bedingt.
Ausgewachsene Männchen erreichten eine Maximallänge von 195 mm, Tiere mit mehr als
200 mm Körperlänge waren ausnahmslos weiblichen Geschlechts.
5.5.4 Diskussion
Der aus Oberösterreich einzige vor Projektbeginn bekannte Fundort, ein Grabensystem im
Machland, fließt auf einer Länge von ca. 2 km nördlich der Schwemmnaarn zwischen Eitzendorf
und Saxendorf und wird von kleinen Bächen, Hang- und Sickerwässern gespeist. Der Abfluss ist
sehr gering, der Wasserstand ist vom Grundwasserspiegel abhängig. Die Sohle trägt eine starke
Feinsedimentauflage und der Wasserkörper ist zum Teil dicht von Wasserpflanzen durchwachsen.
Totholz bildet zahlreiche Strukturen im schwach durchströmten Bett (Abb. 40).
68

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 40: Grabensystem zwischen Eitzendorf und Saxen im Machland.
Das Grabensystem ist von mehreren Feldwegen unterbrochen, eine Verbindung der Abschnitte
besteht nur über zum Teil baufällige, schlecht gewartete Rohrdurchlässe. Über den gesamten,
langsam fließenden Teil des Grabensystems wurden an mehreren Stellen Schlammpeitzger
nachgewiesen. Weiters kommen in diesem Grabensystem auch Hecht, Schleie, Aitel,
Marmorgrundel, Blaubandbärbling, Giebel, Karausche, Stichling, Aalrutte, Laube und Flussbarsch
vor (Abb. 42).
Bei Saxendorf münden zuerst der Klambach und kurz darauf der Saxner Bach in das Gewässer,
dessen Charakter sich damit völlig ändert. Ein höherer Abfluss und stärkeres Gefälle bedingen
höhere Strömungsgeschwindigkeiten, das Substrat wird sandig bis kiesig. Flächige
Wasserpflanzenbestände fehlen weitgehend. In diesem Bereich konnten keine Schlammpeitzger
nachgewiesen werden.
Zusätzlich konnte im Machland ein weiteres Gewässer mit einem Bestand an Schlammpeitzgern
gefunden werden. Im Bereich von Mettensdorf liegt südlich der Schwemmnaarn der Rest eines
Altarms, der aktuell nur mehr bei Hochwasser unterseitig an die Schwemmnaarn angebunden ist.
Das Gewässer zeigt eine starke Verlandungstendenz und ist in mehrere Becken unterteilt, die zum
Teil über den Sommer austrocknen. Im westlichsten Becken wurde das Begleitgehölz in einem
Abschnitt entfernt und das Gewässer ausgebaggert. Vor allem in diesem besonnten Bereich
konnten einige Individuen des Schlammpeitzgers gefangen werden. Neben Karausche, Giebel,
Schleie und Blaubandbärbling sind in diesem Altarmsystem vor allem Amphibien zu finden. Der
Fang eines Weißflossengründlings, also einer rheophile Donauart, deutet auf rezente Hochwasser-
und Anbindungsereignisse in diesem Bereich des Machlandes hin.
Bei dem Fundort in den Traun-Donauauen handelt es sich um ein Grabensystem im Tagerbach-
Schwaigau-System. Dieses setzt sich bis in das Mitterwasser fort, das im Unterwasser des
Kraftwerkes Abwinden-Asten in die Donau mündet. Im Bereich des Fundortes wurde das
Gewässer auf ca. 250 m Länge ausgebaggert, sodass ein etwa 5 m breiter und 1 m tiefer
Wasserkörper entstanden ist, der auf einer Seite durch Schilfbewuchs und auf der anderen Seite
von Grünland begrenzt ist. Die Schlammpeitzger hielten sich ausschließlich direkt im Schilf bzw.
an der Schilfkante auf. Es ist anzunehmen, dass der Schlammpeitzgerbestand auch die
69

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
seichteren, nicht aktuell vertieften Abschnitte des Grabensystems besiedelt. Quantitativ überwiegt
auch hier in der Begleitfauna ein stagnophiles Fischartenspektrum (Rotfeder, Karausche, Schleie),
allerdings treten vereinzelt auch Arten mit stärkerem Donaubezug wie Nerfling und Güster auf.
Dies belegt die Anbindung des Gewässers bei Hochwasserereignissen.
Im Eferdinger Becken liegen die Fundorte des Schlammpeitzgers ausschließlich im Bereich südlich
der Donau. Hier sind es vor allem reliktäre Grabensysteme westlich der Ortschaft Gstocket, die
unterwasserseitig an den Innbach angebunden sind bzw. als Ofenwasser bei Fall in den Innbach
münden. Diese Gräben sind zum Teil von kleinen Bächen gespeist, der Wasserstand ist zudem
stark vom Grundwasserspiegel abhängig. In sommerlichen Niederwasserphasen trocknen die
stark verlandenden Gräben über weite Bereiche aus. An Wasserflächen bleiben dann nur im
Rahmen von Amphibienschutzprojekten gebaggerte Tümpelketten in den Grabensystemen bzw.
die unmittelbaren Mündungsbereiche der kleinen Zuflüsse übrig (Abb. 41).
Abb. 41: Rückzugsbereiche des Schlammpeitzgers in den Gräben des Eferdinger Beckens: künstlich angelegte
Eintiefungen für Amphibien.
Vor allem das landwirtschaftlich intensiv genutzte Einzugsgebiet, die fehlenden
Hochwasserereignisse und pflanzliches Material aus den säumenden Begleitgehölzen sorgen für
starke Schlammauflagen. Lokal wird Grundwasser als Waschwasser für die Gemüseernte
gefördert und fließt in diese Gräben ab. Dies sorgt für den stoßweisen Eintrag von kaltem,
sedimentbeladenem Wasser. In manchen Bereichen wurden die Grabensysteme aufgeweitet und
werden aktuell als Fischteiche genutzt. Die Grabensysteme sind durch zahlreiche Feldwege,
Aufschüttungen und Teichdämme in lose Ketten häufig nicht miteinander verbundener Tümpel
unterbrochen.
70

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
In den austrocknungsgefährdeten Grabenbereichen kommen Schlammpeitzger zusammen mit
Karausche, Giebel, Schleie und Hecht vor. In den aufgeweiteten und zum Teil fischereilich
bewirtschafteten Bereichen mit ganzjähriger Wasserführung wurden darüber hinaus noch Karpfen,
Blaubandbärbling, Marmorgrundel, Rotauge, Rotfeder und Bitterling gefunden (Abb. 42).
Der Großteil der mit dem Schlammpeitzger vergesellschafteten Arten bevorzugt stehende
Gewässer (fünf limnophile Arten) beziehungsweise verfügt über keine ausgeprägte
Strömungspräferenz (zwölf indifferente Arten).
Stellen
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Mi.fo
Ca.au
Es.lu
Ti.ti
Ca.ca
Ps.pa
Cy.ca
Ga.ac
Le.ce
Schlammpeitzger, Misgurnus fossilis
Pe.fl
Pr.ma
Ru.ru
Abb. 42: Sympatrisches Auftreten mit Schlammpeitzgern. Blau ... rheophil; grau ... oligorheophil; grün ... indifferent;
rot ... limnophil
Die Liste der sympatrisch mit dem Schlammpeitzger vorgefundenen Arten steht in einer sehr guten
Übereinstimmung mit der hydromorphologischen Charakteristik der von dieser Fischart bevorzugt
besiedelten Habitate. Es handelt sich dabei überwiegend um schwach durchströmte,
makrophytenreiche Gräben bzw. ehemalige Nebenarmsysteme mit massiven
Feinsedimentablagerungen und zahlreichen, vor allem von Totholz gebildeten Strukturen.
Interessant ist in diesem Zusammenhang, dass sich eine zu starke Beschattung der Gewässer
sowie extreme Verlandungssituationen bzw. das komplette Durchwachsen des Wasserkörpers mit
Makrophyten negativ auf den Schlammpeitzger auszuwirken scheinen. In solcherart
beeinträchtigten Gewässern konnte, manchmal trotz unmittelbarer Nähe zu besiedelten
Gewässern, kein Nachweis dieser gefährdeten Fischart erbracht werden.
Im Mettensdorfer Altarm war die Konzentration der Schlammpeitzger im besonnten und vor
kurzem ausgebaggerten Gewässerbereich auffällig.
Mit der fortschreitenden Sukzession von Gewässern scheinen diese ab einem gewissen Zeitpunkt
keinen geeigneten Lebensraum mehr für den Schlammpeitzger darzustellen. In funktionierenden
Auensystemen sorgen wiederkehrende Hochwässer unterschiedlicher Intensität natürlicherweise
für eine Neu- bzw. Umgestaltung der aquatischen Lebensräume und deren unmittelbare
Uferbereiche und durchbrechen somit die Verlandungstendenzen und zunehmende Beschattung
der von Schlammpeitzgern besiedelten Gewässer. Der Schlammpeitzger ist ein auf diese
natürliche Dynamik angewiesener Bewohner unserer Auensysteme.
Sc.er
Ab.bj
Al.al
Ba.br
Le.id
Lo.lo
Rh.am
71

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Der hohe Degradationsgrad der verbliebenen Auen entlang der oberösterreichischen
Fließgewässer und der daraus resultierende Verlust an geeignetem Lebensraum bedingt somit
den starken Gefährdungsstatus dieser Art.
Das Fehlen einer natürlichen Dynamik macht punktuelle menschliche Eingriffe notwendig, um die
bevorzugten Lebensräume dieses Fisches zu erhalten. So wirken z.B. die künstlichen Eintiefungen
in den Grabensystemen im Eferdinger Becken in Niederwasserperioden als kleinräumige
Rückzugsgebiete und enthalten vor allem im Hochsommer hohe Dichten an Schlammpeitzgern.
Ohne erhaltende Maßnahmen fallen diese künstlich geschaffenen Sekundärbiotope jedoch rasch
der hohen Verlandungstendenz der Grabensysteme des Gebietes zum Opfer.
Abb. 43: Verlandende Eintiefungen in den Grabensystemen des Eferdinger Beckens fallen im Sommer oft über
längere Zeit trocken.
5.5.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge
Der Schlammpeitzger ist im Anhang II der FFH Richtlinie der Europäischen Union gelistet und
genießt dadurch einen besonderen Schutzstatus. Österreich verpflichtete sich zur Umsetzung der
FFH-Richtlinie, was unter anderem bedeutet, dass Schutzgebiete für diese Art ausgewiesen,
Bestandsentwicklungen verfolgt und gegebenenfalls Maßnahmen für die Erreichung des günstigen
Erhaltungszustandes gesetzt werden müssen.
Gerade für das oberösterreichische Landesgebiet fehlten jedoch die dafür notwendigen
Grundlagendaten in Bezug auf Verbreitung und Bestandsgrößen der in Österreich vom Aussterben
bedrohten Fischart.
Die im Rahmen des Kleinfischprojektes durchgeführten Freilanduntersuchungen stellen im
Landesgebiet erstmalig systematische Erhebungen dar. Im Zuge dieser Erhebungen konnten
mehrere Schlammpeitzgerbestände in Oberösterreich nachgewiesen werden. Positive Nachweise
konnten jedoch nur in einzelnen Gewässern erbracht werden. Im Großteil der vom
Schlammpeitzger potentiell besiedelbaren Habitate in den untersuchten Gebieten wurden keine
Vertreter dieser Zielfischart nachgewiesen. Die ermittelten Bestände sind aktuell reproduktiv.
72

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Aus fachlicher Sicht sollte der Schlammpeitzger jedenfalls als Schutzgut in den geplanten
Natura2000-Schutzgebieten Machland, Traun-Donau-Auen und Unterer Inn bzw. Auwälder am
unteren Inn aufscheinen bzw. nachgeführt werden.
Die aktuell bekannten Bestände sind in jedem Fall als reliktär anzusehen. Wird nicht aktiv
gegengesteuert, kann davon ausgegangen werden, dass sich die negative Entwicklung der letzten
Jahrzehnte in Bezug auf Bestandszahlen und Verbreitung im Landesgebiet unvermindert
fortsetzen wird, was in letzter Konsequenz zum Aussterben dieser Art in Oberösterreich führt.
Die Hauptursache für den drastischen Rückgang dieser stark gefährdeten Art ist der Verlust
geeigneter Lebensräume und, infolge der Regulierung der großen Flüsse bzw. der zahllosen
Veränderungen hinsichtlich der Gewässerdynamik, das Fehlen einer natürlichen Neubildung.
Durch die massive Regulierung und hydroelektrische Nutzung der größeren Flüsse kam es zu
einer großflächigen Abkopplung des Gewässerumlandes vom Hauptstrom. Die für den Erhalt
natürlicher Fluss-Au-Systeme obligatorische, ständige Umlagerung von Haupt- und Nebenarmen
(vgl. HOHENSINNER et al. 2004) kann heute nicht mehr statt finden. Hochwasserschutzmaßnahmen
führen zur überwiegenden Abfuhr von Hochwässern im Flussbett selbst. Früher regelmäßige und
in ihrer Intensität stark variierende Überschwemmungen der Augebiete bleiben aus oder
unterliegen nicht mehr den natürlichen hydrologischen und zeitlichen Schwankungen. Dies führt
neben der Absenkung des Grundwasserniveaus vor allem zur Abnahme der natürlichen Dynamik
in den Auensystemen. Diese hochwassergespeiste Dynamik führt natürlicherweise zur Neu- bzw.
Umgestaltung von aquatischen Lebensräumen sowie dem Austausch von Sediment, Nährstoffen,
Pflanzen und Tieren zwischen verschieden stark an den Hauptstrom angebundenen aquatischen
Habitaten. Die Augebiete entlang der Donau und größeren Flüsse in Oberösterreich sind stark
bedrohte Lebensräume.
Zusätzlich kommt es in den landwirtschaftlich intensiv genutzten Ebenen der Augebiete zur
Abtrennung, Verfüllung bzw. Drainage von Nebenarmen, stagnierenden Altwässern und
Feuchtgebieten. Dieser zusätzliche Verlust an Lebensraum bedroht spezialisierte und
konkurrenzschwache Arten wie den Schlammpeitzger besonders.
Darüber hinaus kann die fischereiliche Nutzung bzw. der Besatz mit standortfremden Fischarten
negative Auswirkungen auf Schlammpeitzgerpopulationen in Gewässern haben. Im Neusiedlersee
wird unter anderem der Räuberdruck durch die besetzten Aale für das Verschwinden von
Misgurnus verantwortlich gemacht (WANZENBÖCK & KERESZTESSY, 1991; HERZIG et al. 1994). Dies
wäre auch ein plausibler Grund, warum in den Innauen in einer Reihe gut geeigneter Gewässer
keine Schlammpeitzger mehr gefunden werden konnten. Aufgrund der intensiven Aal-
Besatzmaßnahmen in den vergangenen Jahrzehnten traten hier auch in den Augewässern hohe
Aal-Dichten auf.
Eine weitere potentielle Bedrohung für den heimischen Schlammpeitzger könnte von der
Einschleppung nicht heimischer Schlammpeitzger-Arten ausgehen, wie dem Ostasiatischen
Schlammpeitzger (Misgurnus anguillicaudatus), der in Deutschland bereits den Schritt aus dem
Zierfischhandel zu Populationen im Freiland geschafft hat (FREYHOF & KORTE, 2005).
Zur Förderung des stark bedrohten Schlammpeitzgers in Oberösterreich kommen unter
Berücksichtigung der neu hinzugekommenen Fundorte mehrere, idealerweise auf das jeweilige
Vorkommen abgestimmte Maßnahmen in Frage.
Generell sollte der Besatz von standortfremden bzw. eingeschleppten Fischarten wie Katzenwels,
Sonnenbarsch oder Aal in Lebensräume des Schlammpeitzgers unbedingt unterbleiben. Negative
Auswirkungen durch Konkurrenz um Nahrung und Lebensraum bzw. durch direkte Prädation
scheinen wahrscheinlich (WALLNER, 2005).
Die Neubildung bzw. Aufwertung von Habitaten kann durch ambitionierte
Gewässervernetzungsprogramme und die Dynamisierung von Altarmsystemen initiiert werden (vgl.
73

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
ZAUNER et al., 2006). Nur derartige Maßnahmen können langfristig den Erhalt von geeigneten
Kleingewässern für den Schlammpeitzger gewährleisten. Dieser Aspekt kann im Zuge von
Revitalisierungsmaßnahmen nur dann erreicht werden, wenn eine starke Umlagerungsdynamik
entsteht, die zur Verlagerung von Armen und Neubildung von stagnierenden Gewässern führt.
Eine unreflektierte, adynamische Dotation von Augewässern mit Fluss- oder kühlem Qualmwasser
kann hingegen im ungünstigsten Fall die Verlandung bestehender Kleingewässer verstärken bzw.
durch die Veränderung der Strömung, des Temperaturregimes oder der Wasserqualität
stagnophile Fischartengesellschaften zum Verschwinden bringen.
Ein umfangreiches Maßnahmenpaket hat sich schon bei der Erhaltung der letzten
Hundsfischbestände Österreichs, im Rahmen eines Life-Projektes, im Altarmsystem „Fadenbach“
zwischen Orth an der Donau und Eckartsau in Niederösterreich, bewährt (siehe:
http://www.donauauen.at/files/266_NPDA_11_2006_Spindler_Hundsfisch_Fadenbach.pdf und
http://www.fadenbach.at/Hundsfisch.php).
Beim ebenfalls natürlicherweise in kleinräumigen Habitaten vorkommenden Schlammpeitzger kann
auch die Neuschaffung von Kleingewässern in Kombination mit Besatzmaßnahmen zielführend
sein.
Die in den Innauen bei Mühlheim gefundene Population würde sich aus biogeographischer Sicht
am besten für die Etablierung einer ausstrahlenden Gründerpopulation in den Salzachauen,
Innauen und im westlichen Donaugebiet eignen. Zum gegenwärtigen Zeitpunkt ist nicht klar, wie
individuenstark diese Innpopulation ist. Es muss jedoch davon ausgegangen werden, dass nicht
beliebig viele Individuen für den Versatz in geeignete Gewässer umliegender Gebiete entnommen
werden können. Es besteht natürlich auch die Möglichkeit, Schlammpeitzger aus der Innpopulation
zu entnehmen und in ein Nachzuchtprogramm zu überführen. Dies könnte die Gewinnung von
Jungtieren in ausreichenden Mengen für Versatz- und Besatzprogramme in geeigneten, in vielen
Fällen erst zu schaffenden, Gewässern des Salzach-Inn-Donau-Systems ermöglichen.
Diese Maßnahme wird jedoch erst sinnvoll, wenn in geeigneten Gebieten dieses Oberösterreich
durchziehenden Flussverbundes auch besiedelbare aquatische Habitate zur Verfügung stehen, die
als Trittsteine für die flussabwärtige Ausbreitung des Schlammpeitzgers dienen können. Vor allem
im westlichen Donaubereich ist das zurzeit nicht der Fall.
Ein wichtiger erster Schritt für den langfristigen Schutz und die Förderung des Schlammpeitzgers
in Oberösterreich besteht demnach in der Ausarbeitung eines Konzeptes zur Schaffung und
Vernetzung von Lebensräumen für diese Art im Bundesland. In Oberösterreich besteht die
günstige Ausgangssituation, dass die naturnahen Auwaldgebiete zu einem Gutteil in Natura 2000
Gebieten (Salzachauen, Ettenau, Unterer Inn, Oberes Donautal, Machland) liegen. Als
Trittsteinbiotope sind allerdings auch Populationen zwischen diesen Gebieten von hoher
Bedeutung.
Unmittelbare, kurzfristig zu setzende Maßnahmen bieten sich unter anderem im Eferdinger
Becken an. Anthropogen geschaffene Eintiefungen in den Grabensystemen des südlichen
Eferdinger Beckens beherbergen hier aktuell Restbestände des Schlammpeitzgers. Der Großteil
der Graben-, Alt- und Nebenarmsysteme des Eferdinger Beckens existiert aber aktuell nicht mehr.
Der Rest fällt durch Grundwasserabsenkung, fehlende Dynamik des Auensystems sowie massive
Verlandungstendenzen infolge Feinsedimenteintrags aus der Landwirtschaft mehrmals im Jahr
über weite Bereiche trocken. Durch eine gezielte Schaffung von Tümpelketten in unterschiedlichen
Bereichen der verbliebenen Grabensysteme würden geeignete Rückzugsbiete für die lokale
Population geschaffen beziehungsweise vergrößert.
Die bisweilen durchgeführte großflächige Räumung der Grabensysteme zur Abflussverbesserung
ist abzulehnen, da diese Räumungen das Habitat des Schlammpeitzgers massiv beeinträchtigen
und es dazu über weite Bereiche zur Entfernung der letzten verbliebenen Individuen aus den
Gräben kommt.
74

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Mögliche Wanderhindernisse in den Grabensystemen, beispielsweise Wegunterquerungen, Wälle,
Dämme und Teiche, sollten durchgängig gemacht werden, um die Ausbreitung der reliktären
Schlammpeitzgerbestände in neu geschaffene bzw. revitalisierte Bereiche des Grabensystems zu
ermöglichen und damit eine Verbesserung der Bestandssituation durch natürliche Ausbreitung zu
erreichen. Darüber hinaus scheinen manche Subpopulationen im Eferdinger Becken geeignet zu
sein, um laichreife Individuen in geeignete, zum Teil zu revitalisierende bzw. neu zu schaffende
Gewässer zu versetzen und die Besiedelung neuer Gewässer auf diese Weise initiieren zu
können.
Gerade aus den oben genannten Gründen scheint eine verdichtende weitere Nachsuche nach
Gewässern mit Schlammpeitzgerpopulationen im Eferdinger Becken sinnvoll. Vor allem im
nördlichen Eferdinger Becken sowie im westlichen Teil des südlichen Beckenbereiches gibt es
Gewässer mit Lebensraumpotential für diese Art, die im ersten Untersuchungsjahr noch nicht
berücksichtigt werden konnten.
Das von Schlammpeitzgern besiedelte Grabensystem im Machland ist weitgehend naturbelassen
und weist eine hohe Strukturvielfalt auf. Hier sind lediglich die, durch landwirtschaftliche Wege
bedingten, Wanderhindernisse im Längsverlauf als problematisch zu erwähnen. Die ökologisch
orientierte Sanierung dieser Wanderhindernisse würde die Bewegung der aquatischen Fauna im
Längsverlauf des Grabens ermöglichen. Das Gewässersystem sollte auf keinen Fall durch
Zuschüttungen bzw. Grundwasserspiegelmanipulationen in seinen Dimensionen beeinträchtigt
werden. Der Besatz mit standortfremden bzw. eingeschleppten Fischarten sowie eine intensive
fischereiliche Nutzung müssen unterbleiben.
Der Altarm im Bereich von Mettensdorf weist in Teilen eine gute Dichte an Schlammpeitzgern auf.
Eine teilweise Räumung der Ufervegetation bzw. die Eintiefung von Abschnitten in dem stark
verlandenden Beckensystem, die Verbindung der Becken untereinander sowie eventuell eine
Anbindung an die Schwemmnaarn scheinen passend, um die Schlammpeitzgerpopulation in
diesem Gewässer zu fördern.
Zusätzlich sollte eine Nachsuche nach Schlammpeitzgern in den Gewässern des ehemaligen
Steyregger Grabens durchgeführt werden. MERWALD (1960) gibt für dieses Gebiet Funde des
Schlammpeitzgers bis in die 60er Jahre an.
Die aus der Befischung von zahlreichen potentiellen Schlammpeitzgerhabitaten ermittelten
Erfahrungen können in die Revitalisierung von bestehenden bzw. die Schaffung von neuen
Gewässern als Lebensraum einfließen. Vor allem im Machland, im Eferdinger Becken und in den
Innauen gibt es zahlreiche Gewässer, die aufgrund der fehlenden Dynamik starke
Verlandungstendenzen bzw. durch dichte Ufervegetation oder sekundäre Auwälder zu wenig
Besonnung aufweisen (Abb. 44) und damit aus heutiger Sicht keinen geeigneten Lebensraum
mehr für den Schlammpeitzger darstellen. In vielen Fällen könnte die partielle bzw. flächige
Eintiefung und / oder Entfernung von Gehölz die Gewässer als Lebensraum für den
Schlammpeitzger aufwerten bzw. wieder besiedelbar machen. Kommt es dabei zu Konflikten mit
anderen gefährdeten Organismengruppen (Amphibien, Makrophyten, Verlandungsgesellschaften),
so können alternativ neben den bestehenden Gewässern neue Tümpel und Gräben geschaffen
werden.
75

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 44: Diese Gewässer mit Revitalisierungspotential könnten in Zukunft als Lebensraum für den
Schlammpeitzger dienen.
Auf diese Weise könnte mit überschaubarem finanziellem Aufwand der besiedelbare Lebensraum
für diese Fischart sowohl quantitativ als auch geographisch ausgeweitet werden.
In den heutigen flussbegleitenden Auensystemen bieten sich aufgrund der Stauhaltung,
Abdämmung und Eintiefung der Hauptflüsse leider nur mehr eingeschränkt Möglichkeiten,
Kleingewässer so anzulegen, dass organogene Sedimente durch Hochwasserereignisse wieder
ausgetragen werden und die Verlandung langfristig hintan gehalten wird. Daher werden sowohl bei
neuangelegten als auch revitalisierten Gewässern teilweise wiederkehrende
Erhaltungsmaßnahmen notwendig sein. Nicht zuletzt um Austauschprozesse zwischen
Schlammpeitzger-Subpopulationen zu ermöglichen ist jedoch anzustreben, Gewässer so
anzulegen, dass sie bei größeren Hochwässern untereinander bzw. mit dem Hauptstrom
kommunizieren
5.6 Karausche (Carassius carassius)
5.6.1 Allgemeines
Merkmale: Körper hochrückig, seitlich abgeflacht, Länge meist 5-25 cm, maximal 55 cm; Maul
ohne Barteln, Schuppen groß 31-35 entlang der vollständigen Seitenlinie, meist goldgelbe bis
graue Färbung, Rückenflosse lang mit konvex gewölbter Oberkante, Jungtiere oft mit dunklem
Fleck an der Schwanzwurzel (Abb. 45), helles Bauchfell (Peritoneum).
76

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 45: Karausche, Jungtier mit dunklem Fleck an der Schwanzwurzel.
Autökologie: Nach GERSTMEIER & ROMIG (1998) bzw. KOTTELAT & FREYHOF (2007) leben
Karauschen gesellig in Stillgewässern, wobei kleinere, flache Seen und Tümpel bzw. Augewässer
mit viel Pflanzenwuchs bevorzugt werden. Die Karausche wird als typischer Bewohner von
Überschwemmungsauen entlang von Flüssen, in denen nach Hochwässern isolierte Altwässer und
Tümpel zurückbleiben, angesehen. Die Karausche besitzt spezielle Anpassungen an diese
extremen Habitate, indem sie sehr niedrige Sauerstoffkonzentrationen toleriert und bei
Austrocknung noch einige Zeit im nassen Schlamm überleben kann. Sie kann auch in relativ
sauren Gewässern bestehen und kommt sogar in Moortümpeln vor (sog. Moorkarpfen).
Karauschen nützen sowohl tierische als auch pflanzliche Nahrung. Zur Laichzeit im Mai und Juni
ziehen sie in Schwärmen zu seichten, dicht bewachsenen Uferstellen und laichen in Portionen bis
zu 300000 Eiern pro Weibchen. Die Eier haften an Wasserpflanzen und entwickeln sich in 3-7
Tagen. Populationen „verbutten“ in kleinen Tümpeln, d.h. sie bestehen fast ausschließlich aus
recht kleinen Individuen. Große Exemplare finden sich nur in größeren, nahrungsreichen
Gewässern.
5.6.2 Historische Verbreitung
Europa: Ursprünglich kam die Karausche in ganz Ost- und Mitteleuropa vor, mit Ausnahme des
hohen Nordens (KOTTELAT & FREYHOF (2007). Sie fehlt auch weitgehend im Mittelmeerraum mit
Ausnahme von Nordgriechenland. Auch im Süden Englands ist diese Art ursprünglich heimisch.
Nach GERSTMEIER & ROMIG (1998) kommt die Karausche zudem in Spanien und in der Türkei vor.
Österreich: Die Karausche war ursprünglich in allen Bundesländern Österreichs heimisch
(SPINDLER et al. 1997). Bereits FITZINGER (1832) beschreibt sie als in Flüssen, Teichen, Seen und
Sümpfen des Flachlandes als sehr gemein.
Oberösterreich: Für Oberösterreich wird die Karausche bei KUKULA (1874) „in der Donau und in
stehenden Gewässern“ und bei Lori (1871) für die „Altwässer der Donau“ bei Passau beschrieben.
Karauschen tauchen auch am Fischmarkt in Linz Anfang des letzten Jahrhunderts in größerer Zahl
auf (mehrere hundert Stück; KERSCHNER, 1956). Auch bei KOLLMANN (1898) findet man die
Karausche für Salzburg, und bereits HECKEL (1854) beschrieb die Karausche aus „schlammigen
Lacken der Salzach“, sodass historische Vorkommen in der oberösterreichischen Salzach
77

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
anzunehmen sind. Aus dem Inn wurden Karauschen bis hinauf ins Tiroler Unterinntal als seltene
Art der Augewässer beschrieben (HELLER, 1871; MARGREITER, 1933-1935).
5.6.3 Aktuelle Verbreitung
Europa: Zusätzlich zum ursprünglichen Verbreitungsgebiet wurde die Karausche in weiten Teilen
Frankreichs und Norditaliens eingeführt. Auch in weiten Teilen Englands kommt sie heute infolge
fischereilichen Besatzes vor (KOTTELAT & FREYHOF, 2007).
Österreich: Nach WOLFRAM & MIKSCHI (2007) besiedelt die Karausche auch aktuell Gewässer in
allen Bundesländern und fast allen Haupteinzugsgebieten. Verschwunden ist sie lediglich aus dem
Haupteinzugsgebiet des Tiroler Inns und seiner Nebengewässer. Auch aktuell sind Karauschen bis
in erstaunlich hoch gelegene Flusstäler hinauf bekannt, beispielsweise an der Oberen Mur bei
Talheim (WIESNER et al. 2005), wenngleich derartige rezente Vorkommen auch durch menschliche
Einbringung zu erklären sein können.
Oberösterreich: Aus dem Traun-System sind Karauschen aus Wimsbach-Neydharting (Nähe
Almspitz, 1980) durch Belege im Naturhistorischen Museum dokumentiert. Derartige, neuere
Funde könnten leicht auch durch Besatzmaßnahmen oder Einschleppung begründet sein.
Abb. 46: Nachweise von Karauschen in Oberösterreich und benachbarte Bundesländern
Die aktuellen Nachweise von Karauschen in Oberösterreich sind in Abb. 46 dargestellt. Ältere
Funde (vor 2008) sind zum Großteil nicht aufgearbeitet, weil es sich bei der Karausche um keine
der detailliert bearbeiteten FFH-Arten handelt. Es fehlen bekannte Fundorte wie beispielsweise
aus der Reichersberger Au am Inn (ZAUNER et al. 2001). Der Fund von zwei Karauschen in einem
78

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Autümpel in der Nähe von Leopoldschlag an der Maltsch im Jahr 2002 wurde mit eingearbeitet
(SILIGATO & GUMPINGER, 2003), wie auch eine Reihe älterer Funde aus dem Machland.
Gute Karauschenbestände finden sich aktuell noch in wenigen Kleingewässern an der Unteren
Salzach. In den Inn-Auen konnte 2008 nur ein einziger Karauschen-Bestand gefunden werden, in
der „Schwarzen Lacke“ bei Mamling. Sowohl an der Salzach als auch am Inn handelt es sich bei
den Fundorten um stagnierende, stark isolierte Kleingewässer, die von einer ausgeprägt
limnophilen Fischfauna besiedelt sind.
Die höchste Dichte an Karauschen-Gewässern findet sich heute noch in Beckenlagen der Donau.
Im Eferdinger Becken können in Gewässern sowohl am rechten als auch am linken Ufer der
Donau Karauschenbestände gefunden werden, allerdings nur in recht geringe Dichten. Auch im
Tagerbach/Schwaigau System südöstlich von Linz wurden Karauschen dokumentiert. Die größte
Zahl und Dichte von Gewässern und Individuen wurde allerdings im nördlichen Machland
gefunden. Hier konnten zwischen 2001 und 2008 in insgesamt 12 verschiedenen Gewässern,
wobei es sich vorwiegend um stagnierende Tümpel und Altarme handelt, Karauschen gefunden
werden.
Bei der Betrachtung der Größenstruktur der Karauschen (Abb. 47) fällt auf, dass in vielen
Zielgebieten bzw. Gewässern nur kleine Karauschen mit Längen von in der Regel weniger als
150 mm gefunden wurden. Große Karauschen um 200 mm wurden fast nur im Altarm Saxendorf
im Machland sowie in einem Tümpel in den Salzachauen (320 mm) vorgefunden. Dies zeigt, dass
die Art das Potential für ein entsprechendes Größenwachstum besitzt, dieses jedoch in den
meisten Gewässern nicht entsprechend ausreizen kann (Verbuttungserscheinungen).
Individuenzahl
40
30
20
10
0
Carassius carassius
0 50 100 150 200 250 300
Totallänge [mm]
Salzachauen, n = 254
Innauen, n = 24
Eferdinger Becken, n = 17
Linzer Becken, Machland, n = 119
Abb. 47: Größenstruktur der gefangenen Karauschen, getrennt nach Zielgebieten.
79

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Stellen
30
25
20
15
10
5
0
Karausche, Carassius carassius
Ca.ca
Ti.ti
Ru.ru
Pe.fl
Sc.er
Es.lu
Ca.au
Le.ce
Ps.pa
Rh.am
Mi.fo
Pr.ma
Al.al
Ga.ac
Go.go
Ab.br
Ba.ba
Ba.br
Cy.ca
Le.le
Ab.bj
An.an
Ch.na
Le.gi
Le.id
Lo.lo
Ne.ke
On.my
Sa.tr
Th.th
Abb. 48: Mit Karauschen vergesellschaftete Arten. Blau ... rheophile; grau ... oligorheophile; grün ... indifferente; rot
... limnophile
Mit Karauschen sind in oberösterreichischen Gewässern vor allem limnophile Fischarten wie
Schleie, Rotfeder, Bitterling und Schlammpeitzger vergesellschaftet (Abb. 48). Auch
strömungsindifferente Arten, darunter vor allem phytophile wie Rotauge, Flussbarsch, Hecht oder
Giebel finden sich häufig in Karauschengewässern.
5.6.4 Diskussion:
Generell ist anzumerken, dass die Karausche neben der maximal realisierten Körpergröße auch in
Bezug auf die Färbung, Hochrückigkeit und weitere äußere Merkmalen sehr variabel ist. So
konnten im selben Gewässer im Machland hochrückige Karauschen ohne schwarzen Fleck an der
Schwanzwurzel, zusammen mit niedrigeren Exemplaren mit deutlichem dunklem Mal an der
Schwanzwurzel gefangen werden (Abb. 49 links unten). Die Totallängen der gefangenen
Individuen bewegten sich im selben Größenbereich. Eine verlässliche Unterscheidung zum Giebel
ist dabei, ohne die Färbung des Peritoneums zu betrachten, in vielen Fällen nicht zweifelsfrei
möglich.
80

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 49: Links oben: Karausche mit typischem Habitus; rechts oben: Mit Karauschen assoziierte Fischarten (obere
Fotos: Lohjörgl-Altarm, Salzachauen). Links unten: Karauschen mit variierenden äußeren Merkmalen;
rechts unten: verlandendes Augewässer mit Karauschen und Blaubandbärblingen (untere Fotos:
Machland).
In zwei Kleingewässern in den Salzachauen wurden in hohen Dichten Fische gefunden, die
äußerlich eindeutig für Karauschen typische Merkmale aufwiesen (Färbung, Form der Dorsalflosse
dunkler Punkt am Schwanzansatz). Bei der Betrachtung des Merkmales der Pigmentierung des
Bauchfelles (Peritoneum, Abb. 50) anhand weniger Individuen fiel jedoch auf, dass dieses
teilweise dunkel gefärbt war, was für den Giebel charakteristisch ist. Dies zeigt einerseits, dass
Karauschen und Giebel nicht eindeutig anhand äußerer Merkmale unterschieden werden können,
und ist andererseits als Hinweis zu deuten, dass es hier wahrscheinlich zur Hybridisierung von
Karauschen und Giebel kommt. Eine variable Färbung des Peritoneums von Hybriden dieser
beiden Arten wird auch von PAOUSEK et al. (2008) beschrieben.
81

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 50: Links: Als Hybride von Karauschen und Giebeln gedeuteter Bestand in den Salzachauen; Rechts:
Individuum mit äußerlichen Carassius-Merkmalen, aber dunklem Peritoneum
Sowohl im Eferdinger Becken als auch im Machland wurden zahlreiche zum Teil stark isolierte
Gewässer auf ihre Fischfauna untersucht. Dabei war auffallend, dass in mangels Anbindung stark
verlandenden Gewässern, oftmals die Karausche als letzter heimischer Vertreter der Fische zu
finden war. In vielen Fällen kam zusammen mit der Karausche der aus Asien eingeschleppte und
offensichtlich in Bezug auf seine Ansprüche ebenso tolerante Blaubandbärbling (Pseudorasbora
parva) vor.
5.6.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge
Die Defizite für die Karausche ergeben sich aus den Lebensraumansprüchen wie sie im Kapitel
„Autökologie“ erwähnt wurden: Die Karausche wird als typischer Bewohner von
Überschwemmungsauen entlang von Flüssen, in denen nach Hochwässern isolierte Altwässer und
Tümpel zurückbleiben, angesehen. Da diese Lebensräume weitgehend verschwunden sind bzw.
nur in wenigen Resten vorhanden sind, werden die Defizite hinsichtlich der Lebensbedingungen für
die Karausche offensichtlich. Weitgehende Übereinstimmung in den Lebensraumansprüchen
zwischen Karausche und Schlammpeitzger (und z.T. anderen, wärmeliebenden, limnophilen
Kleinfischarten wie Bitterling, Rotfeder und Moderlieschen) sind sehr deutlich und dadurch können
Defizite die bei diesen Arten genannt wurden auf die Karausche übertragen werden.
Aus diesem Grund werden gezielte Maßnahmen für die Karausche nicht näher behandelt. Die Art
kann von Maßnahmen, die auf den Schutz und Erhalt des Schlammpeitzgers abzielen,
profitieren. Eine natürliche Wiederbesiedlung von neu geschaffenen bzw. instand gesetzten
Habitaten kann erwartet werden. Falls fehlende Hochwasserdynamik als Ursache für eine
natürliche Besiedlung geeigneter Habitate bestimmt werden kann, ist direktes Umsetzen aus
nächstgelegenen Populationen mit relativ geringem Aufwand möglich.
Die Unsicherheiten bezüglich der genauen Bestimmung von Karauschen bzw. die mögliche
Vermischung mit Giebeln und die teilweise diskutierte Möglichkeit der Verdrängung von reinen
Karauschenbeständen durch den Giebel sollte Anlass für detaillierte Untersuchungen der
österreichischen Karauschenpopulationen sein. Dafür wären genetische Studien unumgänglich.
Die Ergebnisse dieser Studien könnten eventuell die Gefährdungssituation von (reinen)
Karauschen in einem völlig neuen Licht erscheinen lassen und gezielte Maßnahmen zum Erhalt
dieser Art notwendig machen.
5.7 Bitterling (Rhodeus amarus)
5.7.1 Allgemeines
Merkmale: Körper hochrückig, seitlich abgeflacht; Länge meist 5-6 cm, Maximal 9 cm; kleines,
endständiges Maul; große Schuppen (21 – 44 in einer Längsreihe); Seitenlinie nur 5 – 6 Schuppen
lang; Färbung silbrig glänzend, Rücken graugrün, Seiten mit blaugrün leuchtendem Längsstreifen
von der Mitte bis zum Schwanzflossenansatz; Männchen mit oranger Oberhälfte der Iris und
rötlicher Rücken- und Afterflosse; zur Laichzeit Männchen prächtig gefärbt - Brust und Bauch rot,
(Abb. 51), Laichausschlag auf der Schnauze, Weibchen mit langer Legeröhre.
82

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 51: Bitterling-Pärchen vor der Eiablage. Erkennbar ist die Legeröhre des Weibchens und die ausgeprägte
Laichfärbung des Männchens mit Laichausschlag auf der Schnauzenspitze
Autökologie: Bitterlinge leben nach GERSTMEIER & ROMIG (1998) bzw. nach KOTTELAT & FREYHOF
(2007) gesellig im flachen Wasser pflanzenreicher Uferzonen. Sie bewohnen sowohl langsam
fließende als auch stehende Gewässer bis hin zu Tümpeln. Tiefgründige, verschlammte Gewässer
werden gemieden. Bevorzugte Lebensräume weisen Sandboden mit einer dünnen darüber
liegenden Mulmschicht auf, wo ausreichende Bestände der für die Fortpflanzung notwendigen
Großmuscheln vorkommen. Die Nahrung besteht aus benthischen Invertebraten, besonders bei
großen Exemplaren aber vorwiegend von Detritus und pflanzlichem Material (PRZYBYLSKI &
WINFIELD, 1996).
Der Bitterling verfügt über ein einzigartiges Fortpflanzungsverhalten. Zur Laichzeit, etwa von April
bis August, entwickeln die Weibchen eine lange Legeröhre, mit der sie die Eier in Großmuscheln
ablegen. Als Wirt kommen die Muschelarten Unio pictorum, U. tumidus, U. crassus, Anodonta
anatina und A. cygnea in Frage. Aufgrund selektiver Eiablage, Habitatüberschneidung und
höheren Bruterfolges haben die ersten Arten eine größere Bedeutung für den Bitterling als A.
cygnea (REYNOLDS et al., 1997; SMITH et al., 2000; MILLS & REYNOLDS, 2002). Die prachtvoll
gefärbten Männchen besetzen Reviere über geeigneten Muscheln. Die Weibchen werden
angelockt und platzieren einige wenige Eier durch die Ausströmöffnung in die Kiemenhöhle der
Muschel. Darauf folgend geben die Männchen ihr Sperma über der Muschel ab, das mit dem
Atemwasser in die Mantelhöhle eingesogen wird. Dieser Vorgang wiederholt sich mit mehreren
Muscheln über die gesamte Laichzeit.
Pro Weibchen werden Eizahlen von 60 bis über 500 angegeben (ALDRIDGE, 1999; GERSTMEIER &
ROMIG, 1998). Diese Eizahl ist für Cypriniden ungewöhnlich gering, was durch einen großen
Durchmesser der Eier von 2 bis 3 mm und den hohen Aufwand bei der Eiablage beziehungsweise
den Energieeinsatz für einen besseren Schutz der Eier, ausgeglichen wird. Die Entwicklungsdauer
der Embryos innerhalb der Muschel liegt bei 3 – 6 Wochen. Nach der Adsorption des Dottersackes
schwimmen die etwa 10,5 mm großen Larven vermutlich aktiv aus der Muschel (ALDRIDGE, 1999)
und sind dann in der Drift nachzuweisen (REICHARD et al., 2001). Die Lebensdauer des Bitterlings
wird mit 3,5 bis 5 Jahren angegeben. Die Geschlechtsreife wird im 2. Lebensjahr erreicht.
83

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
5.7.2 Historische Verbreitung
Europa: In den letzten Jahren mehren sich Hinweise, dass der Bitterling historisch nur in
Osteuropa heimisch gewesen wäre. Er könnte erst durch die Karpfenteichwirtschaft im Mittelalter
nach Mitteleuropa vorgedrungen und daher als Archäozoon zu bezeichnen sein (VAN DAMME et al.
2007). Diese Hypothese wird neben historischen Analysen auch durch das Fehlen von
wirkungsvollen Abwehrstrategien europäischer Muscheln gestützt, um der Eiablage von
Bitterlingen zu entgehen (keine langfristig entwickelte Wirt-Parasit-Beziehung; MILLS & REYNOLDS,
2003; REICHARD et al. 2005). Das ursprüngliche Verbreitungsgebiet des Bitterlings im
Donaueinzugsgebiet hätte sich nach VAN DAMME et al. (2007) auf die Mittlere und Untere Donau
beschränkt und würde in etwa mit dem des Wildkarpfens übereinstimmen.
Österreich: Folgt man der Theorie von VAN DAMME et al (2007) wäre der Bitterling in Österreich
als eingebürgert zu betrachten bzw. am Rande seines natürlichen Verbreitungsgebietes
vorkommend, wobei einzuschränken ist, dass Verbreitungsgrenzen von Organismen auch
natürlicherweise stark schwanken können. Der Bitterling dürfte im 19. Jahrhundert in Österreich
häufig vorgekommen sein, schon FITZINGER (1832) beschreibt ihn „in flachliegenden Gegenden; in
Flüssen und Bächen. In der Donau u. s. w. ziemlich häufig“.
Oberösterreich: Auch für Oberösterreich wird der Bitterling bei KUKULA (1874) als „in allen
fließenden und stehenden Gewässern“ vorkommend beschrieben.
5.7.3 Aktuelle Verbreitung
Europa: Nach GERSTMEIER & ROMIG (1998) kommt der Bitterling vom Ural und Kaspischen Meer
im Osten bis nach Mittelfrankreich im Westen vor. Er fehlt in Skandinavien. Nach KOTTELAT &
FREYHOF (2007) wurde der Bitterling in weiten Teilen Frankreichs eingeführt und kommt aktuell
daher auch im Mittelmeerraum (Südfrankreich bzw. Griechenland-Türkei) vor. Nach diesen
Autoren wurde er auch in weiten Teilen Osteuropas angesiedelt. Nach MAITLAND & LINSELL (2006)
wurde der Bitterling auch in Großbritannien eingeführt.
Österreich: Nach WOLFRAM & MIKSCHI (2007) bzw. SPINDLER (1997) fehlt der Bitterling aktuell in
Salzburg und Tirol. Die österreichischen Verbreitungsschwerpunkte werden mit der Donau östlich
von Wien, der March, Thaya, der unteren Mur und deren Zubringern, der unteren Leitha und der
unteren Lafnitz angegeben. Daneben in kleinen Bächen und Gräben des Burgenlandes und in
Seen und Teichen in Kärnten.
Oberösterreich: Aktuell werden in Oberösterreich in Gewässern unterschiedlicher Charakteristik
Bitterlinge nachgewiesen:
- Augewässer an der Unteren Salzach: nur im Lojörgl-Altarm (11 Ind.)
- Augewässer am Inn: 4 Gewässer in der Sunzinger und Gaishofer Au (84 Ind.)
- Augewässer an der Donau:
o Altarme in der Schildorfer Au (125 Ind.)
o Eferdinger Becken (exkl. Aschach + Zubringer; 17 Ind.)
o Machland: 5 Gewässer (150 Ind.)
- Ausrinn des Seeleithensee bei Ibm (2 Ind.)
- Pram bei Taufkirchen (10 Ind.)
- Aschach-Unterlauf mit Leitenbach und Sandbach: Teils sehr hohe Dichten (534 Ind.)
In Aubereichen zwischen den untersuchten Zielgebieten konnten bei früheren Erhebungen
ebenfalls Bitterlinge gefunden werden, beispielsweise in der Reichersberger Au, im Winterhafen
84

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
bei Linz oder auf Höhe des Stauraumes Wallsee-Mitterkirchen (Abb. 52). Damit zeigt sich das Bild
einer stark lückigen, aber ausgedehnten Besiedelung der tiefen Lagen im Landesgebiet.
Abb. 52: Nachweise von Bitterlingen in Oberösterreich und benachbarten Bundesländern
Bei näherer Betrachtung zeigt sich, dass Bitterlinge in unterschiedlichen Gewässertypen
vorkommen. Es handelt sich durchwegs um ausgeprägt sommerwarme Gewässer. Deutlich von
Grund- bzw. Qualmwasser beeinflusste Augewässer sind nicht besiedelt, ebenso sommerkühle
Stauräume von Fließgewässern wie beispielsweise an der Enns oder Traun. Über den Faktor
Temperatur hinaus dürfte vor allem das Vorliegen von Großmuscheln der Gattungen Unio oder
Anodonta entscheidend für die Habitateignung sein. Diese kommen auch in Fließgewässern,
beispielweise Pram, Aschach und Mattig sowie deren Zuflüssen vor.
Die höchsten Bitterling-Dichten werden im Aschach-Unterlauf gefunden, der sich generell durch
eine hohe Produktivität und Arten- und Individuendichte auszeichnet, sowie in der Schwarzen
Lacke in den Innauen, einem isolierten Altarm mit ausgeprägt stagnophiler Fischfauna (Abb. 53).
85

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 53: Unterschiedliche von Bitterlingen besiedelte Gewässertypen: Fließgewässer Aschach unterhalb (links
unten) und oberhalb Durchbruch (linksoben), Altarm in den Innauen (links unten) und Ausrinn des
Seeleithensees (rechts unten).
Bei einigen Populationen ist ein zweigipfeliger Größenaufbau mit einem Maximum bei ca. 30-
50 mm Totallänge und einem zweiten Gipfel bei 50-60 mm zu erkennen (Abb. 54). Die
Interpretation dieser Kohorten als Jahrgänge von 1+ und 2+ Individuen wäre schlüssig, unterliegt
aber aufgrund der zu geringen Messgenauigkeit bei Kleinfischen im Feld gewissen Unsicherheiten.
Individuenzahl
200
150
100
50
0
Rhodeus amarus
0 20 40 60 80 100
Totallänge [mm]
Salzach, n = 11
Innauen, n = 84
Donauauen, n = 211
Aschach, n = 512
Rest, n = 12
86

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 54: Größenstruktur der gefangenen Bitterlinge, getrennt nach Untersuchungsgebieten.
Die breite Palette an besiedelten Gewässern spiegelt sich in einer großen Zahl von Arten wider,
die mit Bitterlingen vergesellschaftet vorkommen. Das ubiquitäre Rotauge sowie weitere
strömungsindifferente Arten wie Aitel, Laube oder Flussbarsch treten in der Regel gemeinsam mit
dem Bitterling auf. Typische limnophile Arten wie Schleie, Rotfeder oder Karausche werden
hingegen nur bei weit weniger als der Hälfte der befischten Stellen gemeinsam mit dem Bitterling
angetroffen (Abb. 55).
Stellen
30
25
20
15
10
5
0
Abb. 55: Mit Bitterlingen vergesellschaftete Arten. Blau ... rheophile; grau ... oligorheophile; grün ... indifferente; rot
... limnophile
5.7.4 Diskussion
Bitterling, Rhodeus amarus
Rh.am
Ru.ru
Le.ce
Al.al
Pe.fl
Go.go
Ps.pa
Es.lu
Ba.br
Pr.ma
Le.le
Ti.ti
Ab.br
Al.bi
Sc.er
Ba.ba
Ca.au
Ca.ca
Ch.na
Cy.ca
Ga.ac
An.an
Co.go
Sa.sp
Vi.vi
Le.gi
Sa.tr
As.as
Ru.pi
Go.al
Lo.lo
Mi.fo
Ne.ke
Ne.me
On.my
Ph.ph
Sa.fo
Ab.bj
Co.ta
Eu.ma
Hu.hu
La.pl
Le.de
Le.id
Sa.lu
Th.th
Das Phänomen, dass Bitterlinge in kleineren Fließgewässern in hohen Dichten auftreten, war
bisher vor allem aus dem Südburgenland und den Grabenlandbächen in der Südsteiermark
beschrieben (WOLFRAM & MIKSCHI, 2002; ZAUNER & RATSCHAN, 2004). Dass auch in der Aschach
und anderen oberösterreichischen Fließgewässern überaus dichte Bitterlingsbestände auftreten,
ist hingegen erst seit kurzem bekannt (SILIGATO & GUMPINGER, 2005) und hat sich durch die
Erhebungen im Rahmen des Kleinfisch-Projekts bzw. der Befischung der GZÜV-Stellen (Aschach2
und Aschach Pfaffing) eindrucksvoll bestätigt.
Die Aschach verfügt sowohl oberhalb des Durchbruches samt den Zubringern Leitenbach und
Sandbach, als auch in ihrem Unterlauf über zum Teil dichte Bestände an Großmuscheln, ohne die
eine erfolgreiche Reproduktion des Bitterlings nicht möglich ist. Besonders zu erwähnen sind in
diesem Zusammenhang auch Bestände der vom Aussterben bedrohten Flussperlmuschel
Margaritifera margaritifera (kein potentieller Wirt für den Bitterling) sowie der ebenfalls stark
gefährdeten Gemeinen Flussmuschel Unio crassus. Diese streckenweise sehr arten- und zum Teil
auch individuenreichen Vorkommen von Großmuscheln spiegeln sich in dichten
Bitterlingsbeständen in mehreren Bereichen der Aschach wieder.
87

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Zusammenfassend können aus den Erkenntnissen des Kleinfischprojektes die schon in der
Literatur weitgehend bekannten ökologischen Ansprüche der Art bestätigt werden. Der Bitterling
kommt weiträumig in tief liegenden Landesteilen vor, wo sommerwarme Gewässer vorherrschen
die Großmuschelbestände aufweisen. Bevorzugt werden stehende Gewässer, wobei vereinzelt
auch Fließgewässer besiedelt werden, falls die Voraussetzungen bezüglich Temperatur und
Muschelbestand gegeben sind.
5.7.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge
Bezüglich der landesweiten Verbreitung des Bitterlings können keine dramatischen Unterschiede
zwischen historischen Angaben und aktuellen Daten diagnostiziert werden. Indirekt lassen sich
aus den oben erwähnten ökologischen Ansprüchen der Art dennoch Defizite ableiten, die jedoch
schwer mit nachgewiesenen Bestandsrückgängen des Bitterlings selbst verknüpft werden können.
Dies liegt aber eher an der eingeschränkten historischen Datenlage in Bezug auf die Verbreitung
und Bestandsstärken des Bitterlings in Oberösterreich. Andererseits sind die Rückgänge der
Großmuschelbestände in Oberösterreich weitgehend bekannt, und daraus kann natürlich eine
Verschlechterung der Lebensbedingungen für den Bitterling abgeleitet werden. Darüber hinaus ist
durch Flussbegradigungen, und das Verschwinden von Seiten- und Nebenarmen, bzw. Altarmen
die sich im Sommer stärker erwärmen konnten und so geeignetes Habitat für den Bitterling boten,
ebenfalls von einer Verschlechterung der Lebensraumqualität für die Art auszugehen. In dieser
Beziehung, die eng mit den höheren Temperaturansprüchen des Bitterlings verknüpft ist, ergeben
sich deutliche Parallelen zu den Ansprüchen des Steinbeißers und daher können Defizite die
schon für diese Art beschrieben wurden auch auf den Bitterling übertragen werden.
In Oberösterreich konnte der Bitterling an vielen Stellen in zum Teil beachtlichen Dichten
nachgewiesen werde. Die Gefährdungssituation dieser Art in Oberösterreich ist im Vergleich zu
anderen im Rahmen dieses Projektes bearbeiteten Kleinfischarten als weniger angespannt
einzuschätzen. Gezielte Maßnahmen für die Förderung dieser Art erschienen aus heutiger
Sicht nicht unmittelbar notwendig. Dies auch vor dem Hintergrund, dass die Art im
Landesgebiet nicht zweifellos zur heimischen Fauna zu zählen ist – möglicherweise handelt es
sich um ein Archäozoon (siehe oben). Darüber hinaus kann der Bitterling von Maßnahmen zum
Schutz und Erhalt des Steinbeißers und des Schlammpeitzgers bzw. Maßnahmen zum Schutz der
Großmuschelbestände profitieren, womit auch der langfristige Fortbestand dieser Kleinfischart
sichergestellt werden könnte.
5.8 Moderlieschen (Leucaspius delineatus)
5.8.1 Allgemeines
Merkmale: Schlanker, kleiner (6 bis 8, max. 12 cm) Fisch, Mundspalte steil nach oben gerichtet,
Augen relativ groß, Seitenlinie unvollständig, nur auf die ersten 7-12 Schuppen beschränkt, 44-50
Schuppen in der längsten Reihe, 14-20 Afterflossenstrahlen, Färbung meist hell bräunlich, seitlich
heller, manchmal dunkel - bläuliches Längsband an der hinteren Körperhälfte (Abb. 56).
88

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Abb. 56: Moderlieschen, weibliches Tier mit kurzer Legeröhre am After.
Autökologie: Das Moderlieschen ist ein Schwarmfisch, der hauptsächlich in vegetationsreichen
Kleingewässern anzutreffen ist (GERSTMEIER & ROMIG, 1998). Typische Biotope sind Tümpel, dicht
bewachsene Teiche, Wiesengräben und Altwässer von Flüssen. DUßLING & BERG (2001) geben
aber auch die strömungsberuhigten Zonen von stärker strömenden Fließgewässern als
Lebensraum an. Die Nahrung besteht aus tierischem Plankton und anderen Kleintieren, auch
Anflug. Während der Fortpflanzungszeit von Mai bis September bilden die Männchen einen
Laichausschlag aus, die Weibchen kurze Legeröhren bzw. Genitalpapillen. Die Männchen
verteidigen ein Revier um einen Wasserpflanzenstängel auf den mehrere Weibchen ihre Eier in
Form gerader Streifen von oben nach unten ablegen. Das Gelege wird vom Männchen bewacht
und gesäubert bis die Jungen schlüpfen.
5.8.2 Historische Verbreitung
Europa: Nach KOTTELAT & FREYHOF (2007) kommt das Moderlieschen europaweit ursprünglich
vom Niederrhein im Westen über das Baltikum bis zu den Becken am Schwarzen und Kaspischen
Meer im Osten vor. Im Süden erstreckt sich das Verbreitungsgebiet über die Balkanhalbinsel bis in
die Nordtürkei, im Norden wird noch Südschweden erreicht. Es fehlt in Italien und auf der
Iberischen Halbinsel.
Österreich: Nach WOLFRAM & MIKSCHI (2007) fehlte das Moderlieschen ursprünglich in Salzburg
und Kärnten. Auf ursprüngliche Vorkommen in anderen Bundesländern, z.B. Oberösterreich, wird
nicht explizit eingegangen, allerdings werden als angestammte Lebensräume nur die Donauauen
östlich von Wien und die Marchauen genannt.
Oberösterreich: Beschreibungen von Moderlieschen aus oberösterreichischen Gewässern fehlen
in der historischen Literatur weitgehend. Auch Belegexemplare im Naturhistorischen Museum in
Wien liegen nur aus Niederösterreich vor. KERSCHNER (1956) schreibt über die Verbreitung des
Moderlieschen: „In Oberösterreich bisher nur aus Tümpeln des Kremstales bekannt geworden“.
Auch Lori (1871), der ansonsten eine recht vollständige Beschreibung der Artgarnitur von Donau
und Inn liefert, berichtet, dass in der Gegend von Passau die Gattung Leucaspius gänzlich zu
89

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
fehlen scheint. Basierend auf dieser Datenlage lassen sich keine fundierten Aussagen über die
ursprüngliche Verbreitung der Art tätigen.
5.8.3 Aktuelle Verbreitung
Europa: Das Moderlieschen wurde nach KOTTELAT & FREYHOF (2007) weiträumig in Frankreich
ausgesetzt, sowie auch am Oberrhein. Vereinzelt auch in der Schweiz. Neuerdings ist es auch
nach Großbritannien eingeführt worden (FARR-COX et al., 1996).
Österreich: WOLFRAM & MIKSCHI (2007) berichten von der Einführung des Moderlieschens in
Kärnten wo es sich weiter ausbreiten soll. Aus anderen Gebieten Österreichs werden rückläufige
Verbreitungstendenzen berichtet, etwa aus Niederösterreich und der Steiermark. Nur vereinzelte
Funde liegen aus dem Burgenland und Vorarlberg vor.
Oberösterreich: Aktuell liegen in Oberösterreich Moderlieschen-Funde nur aus dem Elbe-
Einzugsgebiet, dem Eisenhuter Bach unweit der Mündung in die Maltsch, vor (Abb. 2). Hier
konnten unabhängig sowohl SILIGATO & GUMPINGER (2003), als auch ZAUNER & RATSCHAN (2006)
einen Bestand dokumentieren (Abb. 57, Abb. 58). Aufgrund des Vorkommens von Karpfenteichen
im Einzugsgebiet und der Tatsache, dass der Bach kein typisches Moderlieschen-Habitat darstellt
(Abb. 59, Begleitfischarten Bachforelle, Äsche, Aalrutte und Rotauge), ist eher anzunehmen, dass
es sich bei diesen Funden um aus Karpfenteichen abgedriftete Exemplare handelt als um eine
reproduzierende Population. Ähnlich wird ein Fund von Moderlieschen in der Kleinen Salzach
interpretiert, einem stark menschlich überprägten Augewässer an der Unteren Salzach im
Salzburger Landesgebiet (ZAUNER et al., 2008). In Salzburg gilt das Moderlieschen nicht als
ursprünglich heimisch (WOLFRAM & MIKSCHI, 2007).
In den vielen Augewässern in Oberösterreich, die vor allem auf der Suche nach Schlammpeitzgern
beprobt wurden und in Analogie zu Habitaten in Ostösterreich als typische Moderlieschen-
Gewässer angesprochen werden könnten, wurde die Art nicht gefunden.
Abb. 57: Nachweise von Moderlieschen in Oberösterreich und benachbarten Bundesländern
90

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
Individuenzahl
8
7
6
5
4
3
2
1
Leucaspius delineatus, Eisenhuter Bach
0
0 20 40 60 80 100
Abb. 1:
Text).
Abb. 58:
Totallänge [mm]
Größenstruktur der Moderlieschen im Eisenhuter Bach in zwei verschiedenen Jahren (siehe
Abb. 59: Der Eisenhuter Bach - ein untypischer Lebensraum für das Moderlieschen
5.8.4 Diskussion
Siligato & Gumpinger (2003), n = 14
Zauner & Ratschan (2006), n = 13
In Bezug auf das Vorkommen des Moderlieschens in Oberösterreich lassen sich drei Hypothesen
konstruieren:
1) Die Art war ursprünglich in Oberösterreich heimisch, ist aber aufgrund des fortgeschrittenen
Lebensraumverlustes extrem selten geworden bzw. fast ausgestorben.
91

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ergebnisse
2) Die Art stößt, abhängig von der jeweiligen klimatischen Situation, in Oberösterreich an die
Verbreitungsgrenze. In warmen Klimaperioden hat das Verbreitungsgebiet natürlicherweise bis an
die Landesgrenze gereicht.
3) Das Moderlieschen war ursprünglich nicht heimisch und ist erst durch die Teichwirtschaft lokal
eingeschleppt worden (Archäozoon; vgl. Bitterling).
Welche dieser drei Hypothesen zutrifft, ist nur schwierig rekonstruierbar, vor allem, da auch
beliebige Kombinationen denkbar sind. Daher muss die Frage eines ursprünglichen Vorkommens
der Art in Oberösterreich vorerst offen bleiben.
5.8.5 Defizitanalyse und Maßnahmenvorschläge
Unabhängig von der Frage nach der Autochthonie ist der potentielle Lebensraum des
Moderlieschens, ähnlich wie im Fall von Karausche und Schlammpeitzger, in den letzten
Jahrzehnten massiv zurückgegangen und wird, wenn nicht Gegenmaßnahmen ergriffen werden,
noch weiter schrumpfen. Auch die Einschleppung von nicht heimischen Arten wie Aal,
Sonnenbarsch oder Blaubandbärbling ist in diesem Zusammenhang zu berücksichtigen. Auf Basis
von Laborversuchen werden darüber hinaus pathogene Keime als Ursache für den Rückgang der
Moderlieschen im Freiland diskutiert (GOZLAN et al. 2005; CARPENTIER et al. 2007).
Aufgrund der Unsicherheit, ob die Art in Oberösterreichisch heimisch war, wird von direkten
Maßnahmen zur Stützung der Art Abstand genommen. Dies auch vor dem Hintergrund, dass
kein Besatzmaterial aus nahe gelegenen Populationen für allfällige Ansiedelungsversuche zur
Verfügung steht. Indirekt kann die Art ggf. auch von Lebensraum verbessernden Maßnahmen
profitieren, die primär in Hinblick auf die Zielart Schlammpeitzger ergriffen werden.
92

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Ausblick
6 AUSBLICK
Nachdem im ersten Jahr des Kleinfischprojektes die Suche nach noch erhaltenen Beständen der
Zielfischarten im Landesgebiet von Oberösterreich im Vordergrund stand, sollen in den folgenden
Jahren die bereits grob formulierten Maßnahmen zur Verbesserung der Situation dieser Fischarten
einerseits detailliert geplant, andererseits möglichst rasch umgesetzt werden.
Eine zentrale Aufgabe liegt im kommenden Projektjahr sicherlich in der Verdichtung der
Nachsuche nach dem Goldsteinbeißer im Aschach-System und nach dem Steinbeißer im
Machland. Zudem soll – eine entsprechende Populationsgröße vorausgesetzt – ein
Nachzuchtprogramm für den Goldsteinbeißer gestartet werden. Dabei gilt es in erste Linie, die
autökologischen Ansprüche dieser Fischart hinsichtlich der Erfordernisse für die Nachzucht soweit
kennenzulernen, dass jene Parameter abgeschätzt werden können, die ein erfolgreiches
Nachzuchtprogramm garantieren.
Generell muss die Sanierung bzw. Herstellung geeigneter Habitate für die als Zielfischarten
definierten Spezies, allen voran die besonders bedrohten Arten Schlammpeitzger und Steinbeißer
in den Vordergrund der Bemühungen gestellt werden. Dabei werden die Möglichkeiten der
Förderung der finanziellen Aufwendungen durch das Projektteam eruiert. Die Revitalisierung und
Vernetzung der Gewässersysteme und Wiederherstellung der Durchwanderbarkeit der
Hauptflüsse, sowie deren Zuflüsse, werden voraussichtlich nicht aus den finanziellen Mitteln im
Kleinfischprojekt bestreitbar sein. Das Projektteam wird daher versuchen, die Ansprüche der
untersuchten Kleinfischarten in Projekte mit vordergründig anderer Zielstellung zu etablieren.
Gedacht wird hier vor allem an wasserbauliche Projekte, die etwa zur Verbesserung des
Hochwasserschutzes durchgeführt werden oder die die Erreichung des „guten ökologischen
Zustandes“ der Gewässer zum zentralen Ziel haben.
Mittels entsprechender Öffentlichkeitsarbeit sollen neben den Bürgern, allen voran den Fischern,
auch die jeweils zuständigen Behörden, Amtssachverständige und andere, mit unseren
Gewässern befasste Personen auf die dramatische Situation der Kleinfischbestände aufmerksam
gemacht werden. Damit soll ein Schutzbewusstsein hervorgerufen werden, das sich im
Engagement einzelner Bevölkerungsgruppen, letztendlich aber auch in diversen
naturschutzfachlichen und wasserrechtlichen Bewilligungsverfahren niederschlägt, in denen
bestenfalls für die Kleinfischarten förderliche Maßnahmen, beispielsweise als
Kompensationsmaßnahmen für geplante Eingriffe in den Naturhaushalt, formuliert werden.
93

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Literatur
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103

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
8 ABBILDUNGS- UND TABELLENVERZEICHNIS
Abbildungen
Abb. 1 Aktuelle Verbreitung der Zielfischarten in den untersuchten Gebieten in Oberösterreich
..................................................................................................................................... 3
Abb. 2: Übersichtskarte über die Verteilung der Befischungstellen im Rahmen des vorliegenden
Projektes in Oberösterreich......................................................................................... 12
Abb. 3: Habitus von Strömer (unten) und Schneider (oben) im Vergleich. Bild: C. Ratschan. .. 14
Abb. 4: Fundorte des Strömers im Jahr 2008 im Vergleich zu früheren Nachweisen in der
Umgebung. ................................................................................................................. 18
Abb. 5: Längenfrequenz der gefangenen Strömer im Unterlauf der Enns (Gewässerzustandsüberwachungsverordnung
GZÜV) und in den Stauräumen Losenstein und
Großraming bzw. deren Zubringerbächen (Artenschutzprojekt Kleinfische). ............... 19
Abb. 6: Begleitfischarten die zusammen mit Strömern an den verschiedenen Fundstellen
nachgewiesen wurden. Blau: rheophile Arten, grün: indifferente Arten. ...................... 19
Abb. 7: Frische, massiv ausgeführte und teure Uferverbauungen am Stiedlsbach mit aus
schutzwasserwirtschaftlicher Sicht fragwürdiger Notwendigkeit, die die Habitat- und
Laichplatzqualität für Strömer und andere Arten verringern. ....................................... 22
Abb. 8: Querder aus dem Kenadinger Bach (Pfuda-Zubringer) mit für Eudontomyzon mariae
typischer Marmorierung der Flanken. .......................................................................... 24
Abb. 9: Neunaugen-Standorte im Fornacher Redlbach nahe der Mündung (links) und ca. 2,5
km stromauf (rechts). .................................................................................................. 28
Abb. 10: Neunaugen-Nachweise in Oberösterreich; Böhmische Masse (Granit- und Gneisgebiet)
in blau. ........................................................................................................................ 30
Abb. 11: Saugscheiben von L. planeri (Aist, links) sowie E. mariae aus dem Redlbach (Mitte)
und der Pfuda (rechts). 1 .. exolaterale Zähne; 2 .. endolaterale Zähne; 3 .. posteriale
Zähne ......................................................................................................................... 31
Abb. 12: Größen von Neunaugen-Querdern (Balken) und Adulten (Punkte). n .. Individuenzahl;
? .. Querder und Adulte nicht differenziert; Kärnten: div. Kärntner Gewässer. Stmk: div.
steirische Gewässer (aus: SCHROLL, 1958). ................................................................ 33
Abb. 13: Populationsaufbau in der Pfuda (links; April) und der Großen Mühl (rechts, August). .. 35
Abb. 14: Typische „Neunaugen-Sedimentbank“ in der Pfuda bei Angsüß mit feinsandigschluffigem,
mit organischem Material durchsetztem Sediment; links Überblick; rechts
Detail. Auf dieser Bank konnten 61 Querder gefangen werden. .................................. 36
Abb. 15: Makro-Aufnahmen von mit Querdern besiedeltem Sohlsubstrat aus dem Redlbach
(links) und aus der Pfuda (rechts). .............................................................................. 36
Abb. 16: Gefälle –Breiten-Verhältnisse der Probestellen mit und ohne Neunaugenfund an Pfuda
(mit Zubringern) und Fornacher Redl nach Huet (1949). ............................................. 37
Abb. 17: Im Kenadinger Bach kommen neben einer großen Sedimentbank im Mündungsbereich
in die Pfuda auch kiesige Furten als potentielle Laichplätze vor (Hintergrund links). Hier
können neben einer großen Zahl von Querdern (46) auch drei Adulte (rechts) gefangen
werden. ....................................................................................................................... 37
104

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 19: Vergleich Goldsteinbeißer (Sabanejewia balcanica, oben) mit Steinbeißer (Cobitis sp.);
beide stammen aus dem Sulzabach (Zubringer der Grenzmur). Roter Pfeil: zweiter
Fleck. .......................................................................................................................... 41
Abb. 20: Goldsteinbeißer aus der Aschach ................................................................................ 42
Abb. 21: Verbreitung von Goldsteinbeißern in Österreich. Rot: Funde 2008. Grün: Stand 2007.
Blau: Böhmische Masse. ............................................................................................ 44
Abb. 22: Goldsteinbeißer-Nachweise in Oberösterreich ............................................................ 44
Abb. 23: Sandbank, auf der die höchste Dichte an Goldsteinbeißern gefunden wurde (rechts
unten) ......................................................................................................................... 45
Abb. 24: Vergleich des von Goldsteinbeißern besiedelten Sohlsubstrates in der Aschach (links)
und im Gamlitzbach in der Südsteiermark (rechts). ..................................................... 46
Abb. 25: Goldsteinbeißer aus Aschach (oben), Kamp (Mitte) und Gamlitzbach (unten). ............ 47
Abb. 26: Größenstruktur von Goldsteinbeißern aus der Aschach (oben) im Vergleich mit
Grabenlandbächen und Gamlitzbach (Mitte; ZAUNER & RATSCHAN, 2004; ZAUNER et al.,
2009) sowie der Lafnitz (WOLFRAM et al. 2008.) .......................................................... 48
Abb. 27: Die Sohlrampe in Karling (links) als Beispiel für ein energiewirtschaftlich nicht
genutztes, unpassierbares Querbauwerk, das einen für Goldsteinbeißer und rheophile
Fischarten kaum besiedelbaren, etwa einen Kilometer langen Stau bildet (rechts). .... 50
Abb. 28: Steinbeißer aus dem Machland (oben) und aus der Enknach (unten). ........................ 51
Abb. 29 Steinbeißer-Nachweise in Oberösterreich ................................................................... 55
Abb. 30: Steinbeißer-Nachweise in Österreich, Stand 2007; Daten aktualisiert aus: ZAUNER &
RATSCHAN, 2005. ........................................................................................................ 55
Abb. 31 Längen-Frequenz-Diagramm der Steinbeißerpopulationen aus dem Machland und der
Enknach ..................................................................................................................... 56
Abb. 32 Sympatrisches Auftreten mit Steinbeißern. Blau … rheophil; grau ... oligorheophil; grün
... indifferent; rot ... limnophil ....................................................................................... 57
Abb. 33: Fundstelle im überwachsenen Bereich des Kleinen Naarnkanals vor der Mündung des
Tobrabachs (links) und auf verbliebenen Schlammbänken (links unten) im
Mündungsbereich zur Naarn (rechts). Die Felder grenzen unmittelbar an den Bachlauf.
................................................................................................................................... 58
Abb. 34: Anbindung des Gießen-Systems (links) an die Enknach (rechts) bei Dietzing. ............ 59
Abb. 35: Strukturfreier Unterlauf der Naarn (links) und feinsedimentbelastete Bereiche in der
Schwemmnaarn (rechts). ............................................................................................ 61
Abb. 36: Kleiner Naarnkanal kurz nach einer Bachbetträumung. ............................................... 62
Abb. 37: Geschlechtsdimorphismus beim Schlammpeitzger: oben Männchen (TL 185 mm) mit
größerer Brustflosse, verdicktem 2. Flossenstrahl und rötlichem Wulst im
Schwanzbereich; unten Weibchen (TL 195 mm) mit kleinerer Brustflosse. ................. 64
Abb. 38 Rezente Fundorte des Schlammpeitzgers und neue Fundorte (zum Großteil im
Rahmen des Kleinfischprojekts) .................................................................................. 67
Abb. 39: Längen-Frequenz-Diagramm der gefangenen Schlammpeitzger ................................. 68
Abb. 40: Grabensystem zwischen Eitzendorf und Saxen im Machland. ..................................... 69
Abb. 41: Rückzugsbereiche des Schlammpeitzgers in den Gräben des Eferdinger Beckens:
künstlich angelegte Eintiefungen für Amphibien. ......................................................... 70
105

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 42: Sympatrisches Auftreten mit Schlammpeitzgern. Blau ... rheophil; grau ... oligorheophil;
grün ... indifferent; rot ... limnophil ............................................................................... 71
Abb. 43: Verlandende Eintiefungen in den Grabensystemen des Eferdinger Beckens fallen im
Sommer oft über längere Zeit trocken. ........................................................................ 72
Abb. 44: Diese Gewässer mit Revitalisierungspotential könnten in Zukunft als Lebensraum für
den Schlammpeitzger dienen. ..................................................................................... 76
Abb. 45: Karausche, Jungtier mit dunklem Fleck an der Schwanzwurzel. .................................. 77
Abb. 46: Nachweise von Karauschen in Oberösterreich und benachbarte Bundesländern ........ 78
Abb. 47: Größenstruktur der gefangenen Karauschen, getrennt nach Zielgebieten. .................. 79
Abb. 48: Mit Karauschen vergesellschaftete Arten. Blau ... rheophile; grau ... oligorheophile; grün
... indifferente; rot ... limnophile ................................................................................... 80
Abb. 49: Links oben: Karausche mit typischem Habitus; rechts oben: Mit Karauschen assoziierte
Fischarten (obere Fotos: Lohjörgl-Altarm, Salzachauen). Links unten: Karauschen mit
variierenden äußeren Merkmalen; rechts unten: verlandendes Augewässer mit
Karauschen und Blaubbandbärblingen (untere Fotos: Machland). .............................. 81
Abb. 50: Links: Als Hybride von Karauschen und Giebeln gedeuteter Bestand in den
Salzachauen; Rechts: Individuum mit äußerlichen Carassius-Merkmalen, aber dunklem
Peritoneum ................................................................................................................. 82
Abb. 51: Bitterling-Pärchen vor der Eiablage. Erkennbar ist die Legeröhre des Weibchens und
die ausgeprägte Laichfärbung des Männchens mit Laichausschlag auf der
Schnauzenspitze ........................................................................................................ 83
Abb. 52: Nachweise von Bitterlingen in Oberösterreich und benachbarten Bundesländern ....... 85
Abb. 53: Unterschiedliche von Bitterlingen besiedelte Gewässertypen: Fließgewässer Aschach
unterhalb (links unten) und oberhalb Durchbruch (linksoben), Altarm in den Innauen
(links unten) und Ausrinn des Seeleithensees (rechts unten). ..................................... 86
Abb. 54: Größenstruktur der gefangenen Bitterlinge, getrennt nach Untersuchungsgebieten. ... 87
Abb. 55: Mit Bitterlingen vergesellschaftete Arten. Blau ... rheophile; grau ... oligorheophile; grün
... indifferente; rot ... limnophile ................................................................................... 87
Abb. 56: Moderlieschen, weibliches Tier mit kurzer Legeröhre am After. ................................... 89
Abb. 57: Nachweise von Moderlieschen in Oberösterreich und benachbarten Bundesländern .. 90
Abb. 1: Abb. 58: Größenstruktur der Moderlieschen im Eisenhuter Bach in zwei verschiedenen
Jahren (siehe Text). .................................................................................................... 91
Abb. 59: Der Eisenhuter Bach - ein untypischer Lebensraum für das Moderlieschen ................ 91
Abb. 60: Kleinfisch-Webseite auf der Homepage www.blattfisch.at mit download-Möglichkeit der
Bestimmungshilfe und elektronischen Abgabe von Fundmeldungen......................... 108
Abb. 61: Formular für die elektronische Abgabe von Fundmeldungen auf der Homepage
www.blattfisch.at ....................................................................................................... 109
Abb. 62: Kurzinformation über das Kleinfischprojekt, die in Papierform und elektronisch (pd-file)
verteilt wurden. ......................................................................................................... 110
Abb. 64: Beiträge in Österreichs Fischerei 61 (5/6): 112 – 114 und Oberösterreichs Fischerei 36
(1): 4 – 5 (rechts unten) zusammen mit dem Bestimmungsblatt (siehe Abb. 63). ...... 112
Abb. 65: Beitrag in Natur und Land 94 (1/2), 50-51. ................................................................ 113
Abb. 66: Beitrag in Informativ 49 (März), 8-9. .......................................................................... 114
106

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 67: Bericht in den Oberösterreichischen Nachrichten vom 06.August 2008 ..................... 115
Abb. 68: Bericht in den Oberösterreichischen Nachrichten vom 10.November 2008 ............... 116
Tabellen
Tab. 1: Ausgewählte Zielarten, Gefährdungskategorie, Nennung in Anhang II der FFH-
Richtlinie und bisherige, rezente Fundorte in Oberösterreich. ..................................... 10
Tab. 2: Zielgebiete, Zeitaufwand für Befischungen und realisierte Befischungsstellen der
einzelnen Bearbeiter ................................................................................................... 11
Tab. 4: Biometrische und morphologische Merkmale von Neunaugenfunden in Oberösterreich
– Querder und Adulte getrennt. .................................................................................. 32
Tab. 5: Größenangaben (Totallänge) nicht parasitischer, europäischer Neunaugen in der
Literatur . .................................................................................................................... 32
107

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
9 ANHANG
Abb. 60: Kleinfisch-Webseite auf der Homepage www.blattfisch.at mit download-Möglichkeit der Bestimmungshilfe
und elektronischen Abgabe von Fundmeldungen
108

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 61: Formular für die elektronische Abgabe von Fundmeldungen auf der Homepage www.blattfisch.at
109

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 62: Kurzinformation über das Kleinfischprojekt, die in Papierform und elektronisch (pd-file) verteilt wurden.
110

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 63: Bestimmungsblatt für das Kleinfischprojekt; in Papierform und elektronisch (pdf-file) verteilt; Anhang im
Beitrag in Oberösterreichs Fischerei.
111

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 64: Beiträge in Österreichs Fischerei 61 (5/6): 112 – 114 und Oberösterreichs Fischerei 36 (1): 4 – 5 (rechts
unten) zusammen mit dem Bestimmungsblatt (siehe Abb. 63).
112

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 65: Beitrag in Natur und Land 94 (1/2), 50-51.
113

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 66: Beitrag in Informativ 49 (März), 8-9.
114

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 67: Bericht in den Oberösterreichischen Nachrichten vom 06.August 2008
115

Artenschutzprojekt Kleinfische – Modul 1 Anhang
Abb. 68: Bericht in den Oberösterreichischen Nachrichten vom 10.November 2008
116