Pilotstudie Oberes Donautal - EZB (Eberstaller-Zauner Büros)

Pilotstudie Oberes Donautal 


Gewässerökologische Evaluierung neugeschaffener Schotterstrukturen 

im Stauwurzelbereich des Kraftwerks Aschach 

Gerald Zauner, Peter Pinka & Otto Moog 

Im Auftrag der Wasserstraßendirektion 

Wien, im Oktober 2001 

Impressum: 

Herausgeber & Verleger: Wasserstraßendirektion • Hetzgasse 2, 1030 Wien. 

Gestaltung und Satz: Norbert Novak • 1080 Wien. 

Druck: Beham-Druck • 4090 Engelhartszell. 

1


Zum Geleit 

Die Donau nimmt als Verkehrsweg eine herausragende 

Stellung innerhalb der transeuropäischen 

Verbindungen ein. Sie darf als Fließgewässer 

nicht nur der Nutzung als Wasserstraße, 

als Freizeitraum oder Energielieferant für 

den Menschen dienen, sondern muss auch als 

komplexer Lebensraum für verschiedenste Tiere 

und Pflanzen gesehen werden. Diesem Umstand 

wird bei der Erhaltung der Schifffahrtsrinne 

durch die Wasserstraßendirektion in verantwortungsvoller 

Weise Rechnung getragen. 

Grundlage für jegliche Baumaßnahme in der 

Donau ist die Kenntnis über deren gewässerökologische 

Zusammenhänge. Die vorliegende 

Studie stellt den Endpunkt einer Serie von Untersuchungen 

dar, die die Verbesserung der Lebensbedingungen 

für gefährdete Arten in den 

staugeregelten Abschnitten der österreichischen 

Donau zum Ziel haben. 

Bereits seit 15 Jahren werden von der Wasserstraßendirektion 

Verbesserungsmaßnahmen 

durchgeführt, die darauf abzielen, die Stauwurzelbereiche 

der Stauräume zu revitalisieren 

und für gefährdete strömungsliebende Arten 

Lebens- und Rückzugsräume zu schaffen. In 

einem europaweit einzigartigen Pilotprojekt 

wurde im Raum Engelhartszell der Stauwurzelbereich 

des Kraftwerks Aschach mit etwa 

60.000 m 3 Schotter in Ufernähe strukturiert. 

2 

Bundesministerium für Verkehr, Innovation und Technologie 

Nach Abschluss der Arbeiten wurde von der 

Abteilung für Hydrobiologie der Universität für 

Bodenkultur der Erfolg der Maßnahmen mit einem 

umfangreichen Monitoringprogramm im 

Auftrag der Wasserstraßendirektion begleitet. 

Die Ergebnisse dieser Untersuchung liegen 

nunmehr als Bericht vor und lassen die durchgeführten 

Verbesserungsmaßnahmen als großen 

Erfolg erscheinen. 

So wurde in den Untersuchungen ein signifikanter 

Anstieg bei den Reproduktionszahlen 

der standorttypischen Leitfischart, der Nase 

nachgewiesen. Durch die Erhöhung der Lebensraumdiversität 

konnte die Artenvielfalt der 

Benthosorganismen vergrößert werden. 

All diese positiven biologischen Effekte 

konnten mit den vielfältigen Nutzungsformen 

am Donaustrom wie Schifffahrt, Energieerzeugung, 

Tourismus und Hochwasserschutz durch 

eine beispielhafte Planung, Ausführung und 

Beweissicherung in Einklang gebracht werden. 

Zusammenfassend können die durchgeführten 

Maßnahmen als erfolgreiche Methode zur 

ökologischen Verbesserung von Stauwurzelbereichen 

der österreichischen Donau betrachtet 

werden. 

Bundesministerin 

Dipl.Ing. Dr. Monika Forstinger



Gewässerökologische Evaluierung neugeschaffener Schotterstrukturen 

im Stauwurzelbereich des Kraftwerks Aschach 

Gerald Zauner, Peter Pinka & Otto Moog 

BearbeiterInnen der Beiträge 

Abiotik und Strukturierungsmaßnahmen: Zauner G. & M. Renk 

Fischökologie: Pinka P. & G. Zauner 

Evaluierung neugeschaffener Uferstrukturierungen im Stauwurzelbereich 

des Kraftwerks Aschach anhand der wirbellosen Bodenfauna: 

Schmidt-Kloiber A., Nesemann H., Moog O., Graf W. & B. Baumgartner 

MitarbeiterInnen 

M. Car 

K. Egger 

A. Eisner 

R. Hartwig 

M. Hinterhofer 

C. Hörl 

M. Hochfellner 

S. Hohensinner 

G. Hollerer 

G. Holzer 

B. Janecek 

J. Kodada 

A. Melcher 

T. Ofenböck 

A. Römer 

E. Schager 

F. Sporka 

M. Straif 

S. Urbanek 

C. Wiesner 

R. Wimmer, Büro ORCA 

A. Zitek 

Universität für Bodenkultur 

Institut für Wasservorsorge, Gewässerökologie 

& Abfallwirtschaft 

Abteilung für Hydrobiologie, 

Fischereiwirtschaft und Aquakultur 

Leiter: O.Univ.Prof.Dr. M. Jungwirth 

Bundesministerium für Verkehr, Innovation und Technologie 

Wasserstraßendirektion 

Wien, im Oktober 2001 

3


Inhaltsverzeichnis 

1 Einleitung und Zielsetzung ........................................................................................................................ 7 

2 Problemstellung .......................................................................................................................................... 9 

3 Untersuchungsgebiet ................................................................................................................................ 11 

3.1 Kurzcharakteristik der Donau in Österreich und im Untersuchungsgebiet..............................................11 

3.2 Anthropogene Veränderungen der Donau im Untersuchungsgebiet ........................................................12 

4 Gewässerökologisches Leitbild ................................................................................................................ 14 

4.1 Allgemeines ....................................................................................................................................................14 

4.2 Flusstypische Komponenten im Oberen Donautal .....................................................................................15 

5 Kurzanalyse bestehender Defizite im Untersuchungsgebiet 

und Zielsetzung von Maßnahmen ........................................................................................................... 15 

6 Umsetzung der Strukturierungsmaßnahmen.........................................................................................17 

6.1 Bauausführung ...............................................................................................................................................17 

6.2 Beschreibung der Strukturierungsbereiche .................................................................................................18 

6.2.1 Struktur Fallau (Strecke 5) ................................................................................................................18 

6.2.2 Struktur Kramesau (Strecke 15) .......................................................................................................20 

6.2.3 Struktur Luger (Strecke 17) ...............................................................................................................20 

6.2.4 Hakenbuhne Saagbachmündung (inkl. Strecke 7) .........................................................................21 

7 Morphologische und sedimentologische Evaluierung der Strukturierungsmaßnahmen ................. 22 

7.1 Methodik ........................................................................................................................................................22 

7.1.1 Vermessung ........................................................................................................................................22 

7.1.2 Sedimente...........................................................................................................................................23 

7.2 Struktur Fallau................................................................................................................................................24 

7.2.1 Morphologie ......................................................................................................................................24 

7.2.2 Sedimente...........................................................................................................................................27 

7.3 Struktur Kramesau .........................................................................................................................................28 

7.3.1 Morphologie ......................................................................................................................................28 

7.3.2 Sedimente...........................................................................................................................................31 

7.4 Struktur Luger ................................................................................................................................................32 

7.4.1 Morphologie ......................................................................................................................................32 

7.4.2 Sedimente...........................................................................................................................................33 

7.5 Ergebnisse und Schlussfolgerungen.............................................................................................................34 

8 Fischökologische Evaluierung der Strukturierungsmaßnahmen ........................................................ 38 

8.1 Allgemeines ....................................................................................................................................................38 

8.2 Methodik ........................................................................................................................................................39 

8.2.1 Untersuchungsgebiet .........................................................................................................................39 

8.2.2 Befischungsmethodik ........................................................................................................................39 

8.2.2.1 Elektrofischerei ..................................................................................................................40 

8.2.2.2 Uferzugnetz ........................................................................................................................40 

8.2.2.3 Langleinen ..........................................................................................................................41 

8.2.2.4 Termine ..............................................................................................................................41 

8.2.3 Grundgesamtheiten ...........................................................................................................................41 

8.3 Artenspektrum ...............................................................................................................................................42 

8.3.1 Historischer Rückblick zur Fischvergesellschaftung im Untersuchungsgebiet ............................. 42 

8.3.2 Aktuelles Artenspektrum ..................................................................................................................43 

8.3.3 Einteilung des Artenspektrums nach ökologischen Gilden ...........................................................43 

8.4 Artenvergesellschaftung ................................................................................................................................47 

8.4.1 Artenvergesellschaftung im gesamten Untersuchungsabschnitt in den Jahren 1989 und 1999 .. 47 

8.4.1.1 Saisonalität .........................................................................................................................48 

8.4.2 Artenvergesellschaftung in den unveränderten Strecken vor und nach Strukturierung.............. 49 

8.4.2.1 Gesamtartenverteilungen aller Strecken ..........................................................................49 

8.4.2.2 Artenverteilung einzelner unveränderter Strecken .........................................................50 

8.4.3 Fischartenverteilungen in den neu strukturierten Strecken ...........................................................53 

8.4.3.1 Schotter-Strukturierungsmaßnahmen ...............................................................................53 

8.4.3.2 Strecken mit Nebengewässercharakter – Hakenbuhne ..................................................57 

8.4.3.3 Verteilung ausgewählter Arten in Abhängigkeit vom Sohlsubstrat ............................... 59 

4


8.5 Bestände .........................................................................................................................................................61 

8.5.1 Individuendichten im gesamten Untersuchungsabschnitt in den Jahren 1989 und 1998/99 ...... 61 

8.5.2 Individuendichten in den unveränderten Strecken in den Jahren 1989 und 1998/99 ................62 

8.5.3 Individuendichten in den strukturierten Strecken 5,7,15 und 17 ..................................................63 

8.6 Reproduktion .................................................................................................................................................65 

8.6.1 Einleitung ...........................................................................................................................................65 

8.6.2 Jungfischvergesellschaftungen in den strukturierten Strecken ......................................................65 

8.6.2.1 Jungfischfauna in den drei Strukturierungsstrecken .......................................................66 

8.6.2.2 Vergleich der Jungfische in Strecke 5 vor und nach Strukturierung .............................67 

8.6.3 Evaluierung der Strukturierungsmaßnahmen in Hinblick auf Reproduktion 

und Jungfischhabitat der Leitfischart Nase ......................................................................................67 

8.6.4 Populationsaufbau ausgewählter Arten in den Strukturierungsstrecken ......................................72 

8.7 Zusammenfassende Diskussion....................................................................................................................75 

9 Evaluierung der Uferstrukturierungen anhand 

der wirbellosen Bodenfauna (Makrozoobenthos) ................................................................................. 81 

9.1 Allgemeines ....................................................................................................................................................81 

9.2 Methodik und Probenentnahmedesign........................................................................................................83 

9.2.1 Qualitative Probenentnahme ............................................................................................................83 

9.2.2 Quantitative Probenentnahme ..........................................................................................................84 

9.2.3 Weitere Methoden .............................................................................................................................85 

9.2.4 Laborarbeit .........................................................................................................................................85 

9.2.5 Auswertung ........................................................................................................................................85 

9.3 Untersuchungsstellen und -termine .............................................................................................................86 

9.4 Ergebnisse und Diskussion ...........................................................................................................................87 

9.4.1 Faunenmenge und -dichte ................................................................................................................87 

9.4.2 Taxonomische Zusammensetzung ...................................................................................................89 

9.4.2.1 Vergleich der Taxazahlen mit anderen Untersuchungen an der Donau .......................91 

9.4.2.2 Habitatspezifische Taxazusammensetzung ......................................................................93 

9.4.2.3 Diversitätsindices ...............................................................................................................94 

9.4.3 Biozönotische Kenngrößen ..............................................................................................................94 

9.4.3.1 Saprobität ...........................................................................................................................94 

9.4.3.2 Verteilung der funktionellen Ernährungstypen ...............................................................95 

9.4.3.3 Biozönotischen Regionen .................................................................................................96 

9.4.4 Neozoa im Untersuchungsgebiet .....................................................................................................98 

9.4.5 Die Muschelfauna im Untersuchungsgebiet ..................................................................................101 

9.4.6 Die Eintags-, Stein- und Köcherfliegenfauna im Untersuchungsgebiet ...................................... 102 

9.4.7 Methodenvergleich Taucher/Schiff ................................................................................................107 

9.4.7.1 Biomassen und Individuen .............................................................................................107 

9.4.7.2 Taxazahl ...........................................................................................................................108 

9.4.7.3 Biozönotische Kenngrößen ............................................................................................109 

9.4.7.4 Diskussion ........................................................................................................................111 

9.5 Der ökologische Zustand des Donaustaues Aschach 

im Licht der EU-Wasserrahmenrichtlinie ...................................................................................................111 

9.6 Zusammenfassung .......................................................................................................................................115 

10 Zusammenfassende Kurzdiskussion ..................................................................................................... 117 

10.1 Allgemeines ..................................................................................................................................................117 

10.2 Pilotstudie Oberes Donautal .......................................................................................................................117 

10.3 Morphologie und Sedimentologie ..............................................................................................................118 

10.4 Fischökologie ...............................................................................................................................................119 

10.5 Benthosbiozönose .......................................................................................................................................120 

10.6 Ökosoziale Aspekte .....................................................................................................................................121 

11 Literaturverzeichnis ................................................................................................................................ 123 

12 Glossar...................................................................................................................................................... 129 

Fotonachweis ........................................................................................................................................... 132 

5


Danksagung 

Unser besonderer Dank gilt den Vertretern der 

Wasserstraßendirektion, welche für das Zustandekommen 

und die Finanzierung vorliegender 

Arbeit verantwortlich zeichnen. Insbesondere 

danken wir Herrn Baudirektor D.I. Nemetz, 

sowie Herrn Hofrat D.I. Wösendorfer und 

Herrn Rat D.I. Dieplinger. Dank gebührt auch 

allen Ämtern, Behörden und Institutionen, welche 

uns in unserer Arbeit unterstützten. Weiters 

Abstract 

Preliminary ecological studies conducted in 

1989 demonstrated that the riparian zone 

along the head of the impoundment of the 

Danube hydropower plant Aschach is deficient 

in structural elements compared with 

the „Leitbild“ (target view). This is reflected 

for example in the extremely low percentage 

of site-specific fish species that would normally 

depend on such structures. The benthic 

biocoenoses also impressively confirm the 

paucity of water-type-specific choriotopes. 

Based on these structural deficits, the water 

way authority has conducted revitalization 

measures designed to ecologically improve 

6 

danken wir allen Fischereiberechtigten für die 

unbürokratische Erteilung der fischereilichen 

Genehmigungen, welche die klaglose Abwicklung 

der Untersuchungen im Freiland ermöglichten. 

Nicht zuletzt möchten sich die Autoren bei 

allen direkt an der Untersuchung beteiligten 

Mitarbeitern herzlich bedanken. 

the head of the impoundment. The „Leitbild“ 

of river-typical elements serves as a template 

to ensure that the newly established habitats 

can fulfill the ecological function of their original 

counterparts. The focus is on promoting 

the autochthonous fauna. As studies on the 

ecological effects of revitalization measures in 

impounded areas are rare, the aquatic ecology 

here was evaluated six years after implementation 

of the revitalization measures. This encompassed 

aspects such as fish ecology, 

benthic biocoenoses, morphology and sedimentology. 

The abiotic and biotic succession 

in the revitalized sections is documented.

1 Einleitung und Zielsetzung 

Das Erscheinungsbild der Gewässer unterliegt 

auf Grund natürlicher Prozesse einer laufenden 

dynamischen Veränderung. Es ist aber auch 

gleichsam ein Spiegelbild des Grades der 

Raumnutzung und der sozio-ökonomischen 

Verhältnisse, die seit Beginn des Industriezeitalters 

die natürlichen Veränderungsprozesse 

mehr und mehr überlagerten (BUHMANN et al., 

2001). Mit zunehmender Beeinträchtigung und 

Veränderung kam es aber auch zu einer gesellschaftlichen 

Sensibilisierung für die Probleme 

in Fließgewässern. 

Lange Zeit waren Gewässerschutzerfordernisse 

primär auf Aspekte der Gewässergüte 

konzentriert. Heute finden sich unter dem Begriff 

Gewässerschutz all jene Agenda subsummiert, 

die einen Beitrag zur Beurteilung und Sicherung 

der ökologischen Funktionsfähigkeit 

bzw. der Integrität von Fließgewässersystemen 

leisten. Im Rahmen des modernen Gewässerschutzes 

ist anzustreben, die durch unterschiedlichste 

anthropogene Maßnahmen gestörten 

bzw. schwer beeinträchtigten Fließgewässer 

mit Hilfe entsprechender Sanierungsbzw. 

Revitalisierungsmaßnahmen ökologisch 

zu ertüchtigen (MUHAR et al., 1995). 

Auch in der EU wurde dieser Entwicklung in 

den letzten Jahren in Form der Wasserrahmenrichtlinie 

Rechnung getragen, die u.a. auf Erhalt 

und Verbesserung des ökologischen Zustandes 

der Gewässer abzielt. In dieser Richtlinie 

ist auch die Forderung beinhaltet, die ökologischen 

Verhältnisse in stark anthropogen 

überformten Flusslandschaften zu verbessern. 

Mit dem Inkrafttreten der EU-Wasserrahmenrichtlinie 

im Jahr 2000 wurde den Mitgliedstaaten 

der konkrete Auftrag erteilt .........alle 

künstlichen und erheblich veränderten Wasserkörper 

mit dem Ziel, spätestens 15 Jahre nach 

Inkrafttreten dieser Richtlinie zu schützen und 

zu verbessern, um ein gutes ökologisches Potential 

......zu erreichen. 


Bereits 1985, 15 Jahre vor Inkrafttreten der 

Wasserrahmenrichtlinie, erhielt die Wasserstraßendirektion 

mit Erlassung der Wasserstraßenverordnung 

den gesetzlichen Auftrag u.a. mit 

Planung, Errichtung, Wiederherstellung und 

Instandhaltung von Lebensräumen für Tiere 

und Pflanzen die Lebensbedingungen an den 

Ufern und in den ufernahen Bereichen zu verbessern. 

In Erfüllung dieses gesetzlichen Auftrages 

wurde im Stauwurzelbereich des Stauraumes 

Aschach seitens der Wasserstraßendirektion 

ein Pilotprojekt durchgeführt, welches die Verbesserung 

der gewässerökologischen Verhältnisse 

zum Ziel hat. 

Die Wasserstraßendirektion beauftragte die 

Abteilung für Hydrobiologie, Fischereiwirtschaft 

und Aquakultur der Universität für Bodenkultur 

im Jahre 1989 mit der Erstellung der 

„Fischökologischen Studie Oberes Donautal“, 

in der einerseits ökologische Defizite im Stauraum 

Aschach aufgezeigt und weiters ein Maßnahmenpaket 

erarbeitet wurde, welches als 

Ziel die nachhaltige gewässerökologische Aufwertung 

des Stauwurzelbereiches hat. Einige 

der in der Studie formulierten Maßnahmen, 

beispielsweise die Schaffung von kiesigen 

Flachwasserzonen, wurden Anfang der Neunziger-Jahre 

umgesetzt. Dabei stand nicht die 

Wiederherstellung der ursprünglichen Situation, 

sondern vielmehr das sektorale Ziel, eine 

möglichst naturgemäße Lebensgemeinschaft 

im Revitalisierungsabschnitt zu etablieren, im 

Vordergrund. 

Da Untersuchungen, welche die ökologischen 

Effekte von Strukturierungsmaßnahmen 

in Stauhaltungen dokumentieren, kaum vorliegen, 

führte die Abteilung für Hydrobiologie im 

Auftrag der Wasserstraßendirektion weitere 

Studien durch. Für die vorliegende Arbeit liegen 

daher neben fischökologischen und 

benthosbiozönotischen Basisdaten vor Umset- 

7


zung der Maßnahmen, morphologische und 

sedimentologische Erhebungsergebnisse kurz 

nach Bauabschluss vor. Die eigentliche gewässerökologische 

Evaluierung wird sechs Jahre 

nach Umsetzung der Strukturierungsmaßnahmen 

durchgeführt und beinhaltet fischökologische, 

benthosbiozönotische, morphologische 

und sedimentologische Aspekte. Diese dokumentieren 

die abiotische und biotische Sukzession 

in den Revitalisierungsabschnitten. 

Die begleitenden wissenschaftlichen Untersuchungen, 

welche sich über einen Zeitraum 

von insgesamt 12 Jahren erstrecken, unterstreichen 

somit den Pilotcharakter des Gesamtprojektes. 

8 

Hauptzielsetzung der Gesamtstudie ist es 

somit zu überprüfen, welche gewässerökologischen 

Effekte Strukturierungsmaßnahmen im 

Stauwurzelbereich des Stauraumes Aschach 

bringen. Dabei wird im Rahmen der Evaluierung 

jenen Aspekten besonderes Augenmerk 

geschenkt, welche die Überprüfung der ökologischen 

Funktionen der neugeschaffenen 

Strukturen im Sinne ursprünglicher Elemente 

zum Inhalt haben. Für zukünftige Maßnahmen 

in anderen Donaustauen können aus den Ergebnissen 

der Studie nützliche Erkenntnisse 

gesammelt werden. Diese Pilotstudie liefert somit 

auch einen wertvoller Beitrag für die Umsetzung 

der EU-Wasserrahmenrichtlinie.

2 Problemstellung 

Weitgehend natürliche und/oder naturnahe 

Fließgewässer sind heute in Mitteleuropa sehr 

selten. Vor allem an größeren Fließgewässern 

ist bereits ein hoher Prozentsatz der Fließstrecken 

durch anthropogene Maßnahmen wie Regulierungen 

und Kraftwerke zerstört bzw. 

schwer beeinträchtigt. Besonders gravierend 

erweisen sich diesbezüglich energiewirtschaftliche 

Nutzungen, die nicht zuletzt auf Grund 

ihrer Nachhaltigkeit aus limnologisch/fischökologischer 

Sicht zu tiefgreifenden Änderungen 

des aquatischen Lebensraumes und folglich 

der Lebensgemeinschaften führen (JUNG- 

WIRTH & WAIDBACHER, 1989). 

Dies gilt insbesondere für die Donau. Bewirkte 

die große Regulierung im 19. Jahrhundert 

primär eine Änderung im flächenmäßigen 

Anteil der einzelnen Habitattypen, so entstanden 

durch die Stauhaltungen ab 1952 völlig 

neuartige ökologische Bedingungen, die entscheidende 

Auswirkungen auf die Biozönosen 

haben. 

STROM KM 

JOCHENSTEIN 

300 

250 

200 

150 

m.ü.N.N. 

BRD 

ASCHACH 

OTTENSHEIM 

ABWINDEN 

WALLSEE 

YBBS 

MELK 

2200 2100 2000 


Mit dem Bau des Kraftwerkes Freudenau 

verbleiben von den 352 österreichischen 

Stromkilometern nur mehr ca. 70 km als freie 

Fließstrecke. Der übrige österreichische Donauabschnitt 

präsentiert sich als fast lückenlose 

Staukette (Abb. 2.1). 

In Abhängigkeit von der Lage im Längsverlauf 

von Stauen weichen nachfolgend genannte 

Parameter mehr oder weniger von ihrer ursprünglichen 

Ausprägung ab: 

• Fließgeschwindigkeit 

• Geschiebehaushalt 

• Sedimentbeschaffenheit 

• Flussmorphologie/Strukturaustattung 

• Wasserstandsamplituden 

• Longitudinale und laterale Vernetzung. 

Aus ökologischer Sicht ergeben sich weitreichende 

Konsequenzen. Durch die Verringerung 

der Fließgeschwindigkeit geht der Lebensraum 

vieler rheophiler Organismen verlo- 

(RÜHRSDORF) 

ALTENWÖRTH 

KW in BETRIEB KW PROJEKT 

Abb. 2.1: Kraftwerksbauten an der Donau und die verbleibenden Fließstrecken. 

zur Zeit freie Fließstrecken 

GREIFENSTEIN 

WIEN (Freudenau) 

1900 

CSFR 

(HAINBURG) 

9


ren und es kommt zur Ablagerung großer 

Mengen von Feinsedimenten. Der Aufstau unterbricht 

das Flusskontinuum, unterbindet 

den Geschiebetrieb und führt zum Verlust 

ökologisch wertvoller Flachwasserzonen. Außerdem 

geht mit der Errichtung von Stauhaltungen 

eine starke Linearisierung und Monotonisierung 

der Uferstrukturen einher. Der 

Blockwurf ist der dominierende Habitattyp 

der Uferzone (SCHIEMER et al. 1994). Die Veränderungen, 

verringerte Fließgeschwindigkeit, 

geändertes Sohlsubstrat und große Tiefen im 

Stau bieten beispielsweise vielen standorttypischen 

Fischarten nur mehr unzureichende 

Voraussetzungen, um eigenständige, ausgewogene 

Populationen zu erhalten. Im Stauraum 

ändert sich das Faunenbild gegenüber 

der freien Fließstrecke in charakteristischer 

Weise. Es findet eine Verschiebung von den 

strömungsliebenden, donautypischen Arten 

zu solchen, welche die Schwankungen le- 

10 

benswichtiger Umweltfaktoren innerhalb weiter 

Grenzen ertragen, statt. 

Das Ausmaß der Abweichung von der ursprünglichen 

Situation korreliert mit der Intensität 

des Staueinflusses. Die Abnahme der 

flusstypischen Ausprägung ist innerhalb der 

einzelnen Stauräume in Längsrichtung vom 

Staubeginn (Stauwurzel) zum Kraftwerk hin 

zu beobachten. Daraus leitet sich aus ökologischer 

Sicht die besondere Bedeutung von 

Stauwurzelbereichen ab. Diese Abschnitte 

weisen noch nennenswerte flussähnliche 

Charakteristika wie Fließgeschwindigkeit, 

Wasserstandsschwankungen und vergleichsweise 

geringe Wassertiefen auf. 

Dies gilt insbesondere für den Stauraum 

Aschach. Mit einer Gesamtlänge von mehr als 

42 km und einer Stauhöhe von über 16 m 

kommen die charakteristischen Veränderungen 

in dieser Stauhaltung besonders massiv 

zum Tragen.

3 Untersuchungsgebiet 

3.1 Kurzcharakteristik der Donau 

in Österreich und im 

Untersuchungsgebiet 

Die Donau trifft bei Passau auf österreichisches 

Staatsgebiet, durchfließt Oberösterreich, Niederösterreich, 

Wien und verlässt kurz vor 

Pressburg das Bundesgebiet. Der österreichische 

Anteil des Flusses beträgt 352 km, das 

sind 12,3 % seiner Gesamtlänge. Es wird ein 

Höhenunterschied von 156 m überwunden, 

was ein Durchschnittsgefälle von 0,44 ‰ ergibt. 

Auf Grund der hohen Wasserführung und 

dem Gefälle wird die Donau als Energielieferant 

genützt. Die heutige Stromlandschaft ist 

Abb. 3.1: Untersuchungsgebiet 


durch eine Kette von Kraftwerken und Stauräumen 

geprägt. Als freie Fließstrecken liegen nur 

mehr die Bereiche in der Wachau und stromab 

des Kraftwerkes Freudenau bis zur Staatsgrenze 

vor. 

Das Untersuchungsgebiet liegt in der Donaugrenzstrecke 

zur Bundesrepublik Deutschland 

und stellt somit den westlichsten Teil der 

österreichischen Donau dar (Abb. 3.1). In diesem 

Abschnitt beträgt die Mittelwasserführung 

ca. 1450 m 3 /sec. Der unmittelbare Untersuchungsbereich 

umfasst den Stauwurzelbereich 

11


des Stauraumes Aschach. Dieser Stauraum ist 

der zweitälteste der österreichischen Donaustaue. 

Mit einer Länge von über 42 km handelt 

es sich hier auch um den längsten Donaustau 

Österreichs. 

3.2 Anthropogene Veränderungen 

der Donau im 


Der weitestgehend unbeeinflusste Zustand 

wurde mit der Errichtung der Donaukraftwerke 

Jochenstein (1956) und Aschach (1964), sowie 

der Fertigstellung der Kraftwerkskette am Inn 

grundlegend verändert. Durch den Rückstau 

des Kraftwerks Aschach in Kombination mit 

der Unterwassereintiefung des Kraftwerks Jochenstein 

wurden die bis dahin flach angeströmten 

Schotterbänke im unmittelbaren Untersuchungsbereich 

um ca. 2,5 m eingestaut 

und verloren somit den Großteil ihrer ökologischen 

Funktionen. Das Unterwasser des Oberliegerkraftwerks 

Jochenstein wird bei Mittelwasserführung 

um ca. 1,2 m eingestaut. Das 

12 

Jochensteiner Kachlet wurde im Zuge der Unterwassereintiefung 

für das Kraftwerk entfernt, 

eine bis zu 50 m in den Strom reichende Vorschüttung 

für den Bundesstraßenbau vernichtete 

wertvolle Flachwasserbereiche in der Stauwurzel 

des Kraftwerks Aschach. Zudem wurde 

im Zuge der Kraftwerkserrichtung der bei 

Strom-km 2196,0 rechtsufrig gelegene Altarm 

Oberranna zugeschüttet und somit seiner 

Funktion als Einstands- und Reproduktionsraum 

beraubt. Die Wasseranschlagszonen werden 

durch die Verbauung der Ufer mit Wasserbausteinen 

ausschließlich vom Blockwurf gebildet. 

Neben der morphologischen Veränderung 

kam es außerdem zu Beeinflussungen der 

Fließgeschwindigkeitsverhältnisse und der 

Wasserstandsamplituden. Während im ungestauten 

Zustand durchschnittlich Fließgeschwindigkeiten 

von ca. 2 m/sec zu verzeichnen 

waren, reduziert der Rückstau bei Mittelwasser 

im Stauwurzelbereich diese auf ca. 

50 % des ursprünglichen Wertes. Ähnlich verhalten 

sich die Wasserstandsamplituden. War 

die Spiegeldifferenz zwischen Mittelwasser 

und Niederwasser ehemals ca. 1,5 m, so ist 

Arbeiten zur Eintiefung 

und Einengung der Donau 

im Bereich Engelhartszell 

(um 1960).

heute beim Pegel Engelhartszell nur mehr ein 

Unterschied von etwa 0,6 m zu verzeichnen 

(Abb. 3.2). 

Verglichen mit den Verhältnissen in den zentralen 

Stauabschnitten kommen trotzdem die 

abiotischen Komponenten Fließgeschwindigkeit, 

Sohlsubstrat und Wasserstandsamplituden 

in der Stauwurzel dem ursprünglichen Charakter 

des ungestauten Stromes relativ nahe. So 

liegen bei einer Wasserführung von etwa 

2500 m 3 /sec in Bezug auf Fließgeschwindigkeit 

und Wasserspiegelgefälle ähnliche Verhältnisse, 

wie in frei fließenden Abschnitten der Donau, 

vor. 

Die heutige Feststoffsituation wird durch die 

Donaukraftwerke Kachlet (Bayern) und Jochenstein, 

sowie durch die Kraftwerkskette am 

Inn bestimmt. Der Eintrag von Geschiebe aus 

der Donaustrecke oberhalb der Innmündung 

wird durch die Staustufe Kachlet weitgehend 

verhindert. Das im Inn transportierte Geschiebe 

wird an den Geschiebeeintragsstellen durch 

Baggerung vollständig entfernt. Den einzigen 

Feststoff bilden heute Feinsedimente aus der 

Ton/Schlufffraktion, die, in durch Einstau entstandenen 

Überbreiten, Anlandungen bilden. 

Meter über Adria 

282,3 

282,1 

281,9 

281,7 

281,5 

281,3 

281,1 

280,9 

280,7 

280,5 

2203,00 

2202,00 

Q = 1820 m 3 /s 

Q = 1630 m 3 /s 

Q = 1546 m 3 /s 

Q = 1101 m 3 /s 

Q = 739 m 3 /s 

2201,00 

2200,00 2199,00 

Stromkilometer 

Q = 683 m 3 /s 

2198,00 

2197,00 

2196,00 


Diese Anlandungen liegen vorwiegend stromab 

des Kipppegels und können, wie im Stauraum 

Aschach (Stand 1999: ca. 25 Mio. m 3 , 

Quelle: WSD), enorme Kubaturen annehmen. 

Im unmittelbaren Untersuchungsabschnitt der 

Stauwurzel liegen in Bezug auf das Sohlsubstrat 

durchaus ursprüngliche Verhältnisse vor. 

Das kiesige, nicht kolmatierte Substrat dominiert 

den Sohlbereich (siehe Foto), wobei in 

ufernahen, strömungsarmen Zonen Ablagerungen 

von Feinsedimenten anzutreffen sind. 

Unterwasseraufnahme der schottrigen Sohle (Foto: ORCA). 

Abb. 3.2: Typische Wasserspiegellagen 

bei unterschiedlichenDurchflüssen 

in der Stauwurzel (eigene 

Messungen 1989). 

13


4 Gewässerökologisches Leitbild 

4.1 Allgemeines 

Das Verständnis um die ursprüngliche Ausprägung 

und die ökologischen Funktionen der 

verschiedenen Lebensraumelemente ist wesentliche 

Voraussetzung für die Verbesserung 

der Lebensraumverhältnisse. Aus diesem 

Grund nimmt das sogenannte „Leitbild“ im 

Rahmen von ökologisch orientierten wasserwirtschaftlichen 

Konzepten eine zentrale Position 

ein und ist bereits fixer Bestandteil von 

umfassenden Planungsprojekten. Es stellt eine 

anhand von abiotischen und biotischen Charakteristika 

definierte Zielvorstellung für die 

künftige Entwicklung des Fließgewässers und 

des von ihm geprägten Umlandes dar und ist 

damit wesentliche Voraussetzung für eine einheitliche, 

zielgerichtete Maßnahmenplanung. 

Zudem ermöglicht es, die Abweichung des 

derzeitigen Zustandes eines Fließgewässersystems 

von dieser „Zielvorstellung“ zu beurteilen. 

Letztendlich kann mithilfe des Leitbildes 

auch eine Erfolgskontrolle der durchgeführten 

Maßnahmen vorgenommen werden. 

14 

In den vorangegangenen Kapiteln wurden 

bereits die massiven Veränderungen der Lebensraumverhältnisse 

in Stauhaltungen der 

Donau angesprochen. Die Rahmenbedingungen 

im Sinne der ursprünglichen Ausprägung 

zu verändern, sind in einer modernen Kulturlandschaft 

allerdings nur in sehr geringem Ausmaß 

möglich. Aus diesem Grund ist es erforderlich, 

Strukturierungsmaßnahmen im Planungsstadium 

auf ihre zentrale ökologische 

Wirkung hin auszurichten. Das Wissen um die 

ökologische Bedeutung abiotischer Faktoren 

und um die autökologischen Ansprüche der 

aquatischen Organismen ist eine wesentliche 

Voraussetzung für den Erfolg im Sinne der ökologischen 

Funktionstüchtigkeit von Maßnahmen. 

Dieses Wissen macht es möglich, ausgehend 

von einem „Idealbild“ des Gewässersystems 

auf Basis der bestehenden Nutzungsansprüche 

und unumgänglichen Rahmenbedingungen 

zielgerichtet Maßnahmen zu formulieren. In 

Schlögener Schlinge – leitbildkonforme 

Strukturen in 

Form von Inseln und flach 

auslaufenden Schotterbänken 

(um 1960).

weiterer Folge dienen diese als Basis für Revitalisierungskonzepte, 

mit denen die Verbesserung 

der ökologischen Funktionsfähigkeit erreicht 

werden kann. 

4.2 Flusstypische Komponenten im 

Oberen Donautal 

Während die Donau in den Beckenlandschaften 

dem Furkationstyp zuzuordnen ist, weist 

sie in den durchaus sehr engen Durchbruchstälern, 

wie im Oberen Donautal (siehe Foto: 

Schlögener Schlinge), einen gestreckten Lauf 

mit einem Durchschnittsgefälle von 0,44 ‰ 

auf. Daraus resultieren kurzgefasst nachfolgend 

aufgelistete Charakteristika, die ganz wesentlich 

die gewässerökologische Ausgangssituation 

bestimmen. 

5 Kurzanalyse bestehender Defizite im 

Untersuchungsgebiet und 

Zielsetzung von Maßnahmen 

Die Ergebnisse der „Fischökologischen Studie 

Oberes Donautal“ (WAIDBACHER et al., 1991) 

verdeutlichen den Handlungsbedarf im Stauwurzelbereich 

des Donaukraftwerkes Aschach. 

Im Vergleich zu ungestauten Donauabschnitten 

zeigt sich, dass u.a. die Leitfischarten Barbe 

und Nase extrem geringe Anteile aufweisen. 

Das Fehlen der Laich- und Jungfischhabitate ist 

in diesem Zusammenhang klar erkennbar. Die 

im Zuge der Stauerrichtung durchgeführte monotone 

Ausgestaltung der Ufer, das Überstauen 


Abiotische Komponenten: 

• Stabile Laufform mit dynamischen Kiesbänken 

und Inseln. 

• Asymmetrische Flussprofile mit flach 

auslaufenden Gleithängen. 

• Dominanz kiesiger Substrate im gesamten 

Profil; starker Geschiebetrieb. 

• Mosaikartig verteilte Choriotope in den 

Uferzonen. 

• Ausgeprägter Gradient im Querprofil 

hinsichtlich der Fließgeschwindigkeit. 

• Große Wasserstandsamplituden. 

• Longitudinale und laterale Vernetzung des 

gesamten Gewässersystems. 

Biotische Komponenten: 

• Dominanz lithophiler/rheophiler Organismen. 

• Hohe Artenzahl auf Grund der Habitatsvielfalt. 

• Charakteristische Einnischung in die unterschiedlichen 

Habitate. 

• Saisonal verstärktes Auftreten migrierender 

Organismen. 

von Schotterbänken und das Fehlen von Rückzugsgebieten 

in Form von strömungsberuhigten 

Zonen zeichnet dafür verantwortlich. Demgegenüber 

fallen hohe Anteile ubiquitärer Arten 

wie Aitel und Aal auf, was wiederum mit 

der uferstrukturellen Situation (ausschließlich 

Blockwurf) erklärbar ist. Analog dazu zeigen 

auch die benthosbiozönotischen Ergebnisse, 

dass das Fehlen charakteristischer Choriotope 

die gewässertypspezifische Artendiversität 

stark beeinträchtigt. Auch wenn die Anteile ge- 

15


wässertypischer Faunenelemente als sehr gering 

zu bezeichnen sind, ist dennoch mit deren 

aktueller Präsenz ein hohes Besiedlungspotential 

gegeben. 

Bei Gegenüberstellung der vorherrschenden 

abiotischen Verhältnisse mit der Auflistung leitbildkonformer 

Komponenten zeigt sich, dass 

vor allem in Bezug auf „asymmetrische Flussprofile 

mit flach auslaufenden Gleithängen“ 

und hinsichtlich „mosaikartig verteilter Choriotope 

in den Uferzonen“ große Defizite bestehen. 

Monotones Blockwurfufer im Untersuchungsgebiet. 

Basierend auf den Erkenntnissen der Studie 

und darin aufgelisteter Defizite wird die Initiierung 

von Habitaten vorgeschlagen, welche die 

ökologische Funktion ursprünglicher Lebensräume 

erfüllen können. Übergeordnetes Ziel ist 

dabei die Förderung der autochthonen Fauna. 

Vernetzt man die abiotischen Komponenten 

des Leitbildes mit den ökologischen Ansprüchen 

der standorttypischen Fauna, so ist dies 

am ehesten erreichbar mit der Errichtung von: 

• seicht überströmten Schotterbereichen im 

Sommer und Herbst, 

• strömungsgeschützten Buchten mit überschwemmter 

Ufervegetation im Frühsommer 

und 

• strömungsgeschützten Stellen bei Hochwasserdurchgang. 

Darüberhinaus ergeben sich positive Effekte 

aus landschaftsästhetischer Sicht durch: 

16 

• Unterbrechung der monotonen Blockwürfe, 

• Auflockerung der Uferlinie durch Inseln 

mit und ohne Vegetation. 

Während in freien Fließstrecken vergleichsweise 

günstige abiotische Rahmenbedingungen 

zur Realisierung derartiger Ziele vorliegen, 

sind in Stauhaltungen für die Umsetzung leitbildkonformer 

Maßnahmen enge Grenzen gesetzt 

(ZAUNER & KARL, 1996). 

Wie bereits in der Problemstellung erläutert, 

liegt in Stauräumen longitudinale Zonierung 

hinsichtlich der hydrologischen Verhältnisse 

vor. Aus diesem Grund ist die Möglichkeit der 

Verbesserung der ökologischen Situation von 

der Situierung einzelner Maßnahmen innerhalb 

eines Stauraumes abhängig. Stauwurzelabschnitte 

zeichnen sich durch fließstreckenähnliche 

Verhältnisse aus. Diese zeigen sich in 

Form vergleichsweise hoher Amplituden der 

Wasserstände im saisonalen Verlauf. Auch bezüglich 

der Fließgeschwindigkeit gleichen die 

Verhältnisse jenen von Fließstrecken. Dominantes 

Sohlsubstrat innerhalb der Querprofile 

ist Schotter. 

Derartige Rahmenbedingungen liegen im 

Stauraum Aschach nur im Bereich Engelhartszell 

vor (Abb. 5.1). Aus diesem Grund plante 

die Wasserstraßendirektion zwei „Biotopprojekte“ 

im obersten Stauwurzelbereich. Nach 

Einholung der erforderlichen wasserrechtlichen, 

naturschutzrechtlichen und schifffahrtsrechtlichen 

Genehmigungen wurden die Projekte 

1993 realisiert. 

Meter über Adria 

282,0 

281,8 

281,6 

281,4 

281,2 

281,0 

Jahresreihe 1991-2000 

280,8 

1 2 3 4 5 6 

Monat 

7 8 9 10 11 12 

Abb.5.1: Monatliche Mittelwerte der Jahresreihe 1991-2000 

bei der Pegelstelle Engelhartszell .


6 Umsetzung der Strukturierungsmaßnahmen 

6.1 Bauausführung 

Wie eingangs bereits beschrieben, führte der 

Ausbau der Donau zu einer drastischen Verarmung 

an flusstypischen Schotterbänken und 

Inseln. Derartige Strukturen können jedoch 

durch Aufhöhung überstauter Schotterbänke in 

flussmorphologisch günstig gelegenen Bereichen 

errichtet werden. Die im Zuge der Unterwassereintiefung 

durchgeführten Arbeiten reduzierten 

im unmittelbaren Untersuchungsgebiet 

die überstauten Schotterbänke und somit 

auch die potentiellen Strukturierungsbereiche. 

Relevante „Aufstandsflächen“ für Strukturierungen 

finden sich im Bereich der Fallauerbachmündung 

und im Nahbereich der Ortschaft 

Kramesau. 

In diesen Abschnitten wurde mittels 

60.000 m 3 Schotter eine Gesamtuferlänge von 

1700 m strukturiert. Die Baggerung bzw. Schüttung 

der Schotterstrukturen wurde an drei 

Uferabschnitten im Juli 1993 durchgeführt. Als 

Geräte kamen Eimerkettenbagger und Schutenentleerer 

zum Einsatz. 

Das für die Schüttung notwendige Schottermaterial 

wird unmittelbar im Anschluss Richtung 

Strommitte entnommen und durch Umset- 

Typische Uferausformung in der Stauwurzel des KW Aschach 

im Bereich Engelhartszell vor Umsetzung der Maßnahmen. 

Schüttung der Strukturen mittels eines Schutenentleerers. 

Endgültige Formgebung mittels Planierraupe. 

zen in Ufernähe eingebracht. Auf Grund der 

reduzierten Wasserspiegelschwankungen ist 

die endgültige Höhenlage der Strukturelemente 

von großer Bedeutung. 

Identer Uferabschnitt nach Schüttung der Schotterbank (Niederwassersituation) 

17


Das im Juli 1993 aufgebrachte Schottermaterial 

wurde im darauffolgenden Winter, bei entsprechend 

niedrigem Wasserstand, mit einer 

Planierraupe endgültig geformt. Dieser 

Bauschritt war notwendig, da die gewünschten 

flachen Böschungsneigungen im Wasseranschlagsbereich 

mit dem Schutenentleerer nicht 

erzielt werden konnten. Um die Beständigkeit 

und Funktion unterschiedlicher Habitate testen 

zu können, wurden die Strukturierungsbereiche 

hinsichtlich ihrer Grundform unterschiedlich 

ausgestaltet. 

18 

Ein Bereich (Struktur „Fallau“) zeichnet sich 

durch eine stromaufliegende kleine flache Inselstruktur 

und durch eine verschleppte Bachmündung 

mit anschließender Schotterbank 

aus. Die Länge der Struktur beträgt ca. 400 m. 

Die Struktur „Kramesau“ setzt sich aus einer 

Vielzahl von unterschiedlichen Einzelstrukturen 

zusammen, wobei Inselstrukturen und 

Buchtsituationen dominieren (Länge 800 m). 

Eine langgestreckte, vergleichsweise monotone 

500 m lange Schotterbank ist die Struktur 

„Luger“. 

Abb. 6.1: Lage der Strukturierungsbereiche 

im Untersuchungsgebiet.

6.2 Beschreibung der 

Strukturierungsbereiche 

6.2.1 Struktur Fallau (Strecke 5) 

Die neugeschaffene Schotterstruktur Fallau erstreckt 

sich von Strom-km 2201,8 bis Strom-km 

2201,4 am rechten Ufer der Donau (Foto). Innerhalb 

der Strecke liegt die Mündung des Fallauerbaches 

(Leithenbach). Flussauf dieser ist 

eine kleine Insel vorgelagert. Bachabwärts erstreckt 

sich eine großflächige Schotterbank. 

Die Strecke beschreibt einen typischen Gleithang 

der Donau, welcher sich auch in der flachen 

Hangneigung widerspiegelt. Die Gesamtstruktur 

hat eine Länge von ca. 400 m. 

Für den Bereich Fallau liegen in Abhängigkeit 

vom Abfluss folgende Wasserspiegelgefälle 

vor (Quelle: KWD 1996): 

Abfluss in m3/sec Gefälle in ‰ 

680 RNQ 96 0,025 

1430 MQ 96 0,125 

3450 HSQ 96 0,275 

8820 HQ 100 0,411 


Die Wasserspiegelschwankungen betragen 

in diesem Bereich (Quelle: KWD 1996): 

RNW 96 279,91 m.ü.A 

1,06 m 

MW 96 280,97 m.ü.A 3,49 m 

2,43 m 8,16 m 

HSW 96 283,40 m.ü.A 7,10 m 

HW 100 288,07 m.ü.A 

4,67 m 

Auf Grund stufenweise erfolgter Stauzielerhöhungen 

des Kraftwerks Aschach sind die 

KWD 96 – Werte für RNW und MW nicht mehr 

realistisch. Für diese Arbeit werden daher die 

aus Wasserspiegelaufnahmen ermittelten Werte 

für den Bereich Fallau RNW = 280,75 m.ü.A. 

und MW = 281,75 m.ü.A. herangezogen, welche 

die typischen Spiegellagen des Winterniederwassers 

und des Frühjahrsmittelwassers 

charakterisieren. 

Bereich Fallau vor Errichtung der Kraftwerke. Bereich Fallau nach Strukturierung. 

19


6.2.2 Struktur Kramesau (Strecke 15) 

Die neugeschaffene Schotterstruktur Kramesau 

erstreckt sich von Strom-km 2199,6 bis Stromkm 

2189,9 am linken Donauufer. Die Anschüttungen 

fußen auf einer ca. 3 m hoch überstauten 

Schotterbank, welche am Gleithang einer 

leichten Flusskrümmung liegt. Die Strecke ist 

durch äußerst heterogene morphologische Verhältnisse 

gekennzeichnet, welche sich bei Mittelwasser 

und Niederwasser in langen Wasseranschlagslinien 

widerspiegeln. In dieser Strecke 

liegt hohe Strömungsdiversität vor. Gut angeströmte 

Bereiche wechseln mit strömungsarmen 

Zonen in buchtähnlichen Situationen. 

Wasserspiegelgefälle und Spiegelschwankungen 

sind trotz generell geringerer Werte 

durchaus mit denen der Struktur Fallau vergleichbar. 

6.2.3 Struktur Luger (Strecke 17) 

Die neugeschaffene Schotterstruktur Luger erstreckt 


2197,8 am linken Donauufer. Die Anschüttung 

fußt am unteren Ende einer überstauten, ehemals 

2 km langen und 130 m breiten Schotterbank 

(Foto). Die Struktur zeichnet sich durch 

relativ monotone Verhältnisse in Bezug auf die 

Formgebung aus. Dies bedingt auch relativ 

20 

Hakenbuhnen unmittelbar nach der Schüttung. 

Flussaufwärtiger Teil der 

Struktur Kramesau. 

Strecke 17 vor Errichtung des KW Aschach – die Schotterbank 

liegt nach Einstau drei Meter unter dem Wasserspiegel.

gleichförmige Strömungsverhältnisse im gesamten 

Uferbereich. 

Die unmittelbare Nähe zur Struktur Kramesau 

bedingt sehr ähnliche Gefällsverhältnisse 

und Spiegellagen. 

6.2.4 Hakenbuhne Saagbachmündung 

(inkl. Strecke 7) 

Ein weiterer Strukturierungsbereich wurde 

am rechten Ufer bei Strom-km 2198,75 etwa 

200 m flussab der Saagbachmündung limnologisch 

beprobt. Die ca. 50 m lange Hakenbuhne 

wurde im Zuge eines Dükerbaus als 

ökologische Kompensationsmaßnahme errichtet. 

Sie ist im Gegensatz zu den drei 


Nach Strukturierung bildet eine schmale Schotterbank den 

Land/Wasser-Übergangsbereich. 

erstgenannten Strukturen ausschließlich 

mittels Steinwurf gestaltet und bildet bei 

Mittelwasser einen ca. 700 m 2 großen Ruhigwasserbereich. 

Die geringe Höhe der Hakenbuhne 

erlaubt bei höheren Abflüssen 

Überströmung und verhindert somit Sedimentation 

von Feinfraktionen. 

Hakenbuhne flussab der 

Saagbachmündung. 

21


7 Morphologische und sedimentologische 

Evaluierung der Strukturierungsmaßnahmen 

7.1 Methodik 

7.1.1 Vermessung 

Die Außenaufnahme wird mit einem Tachymeter 

LEICA TCA 1102 durchgeführt, wobei Zusatzinformationen, 

wie Böschungskanten, 

Blockwurf, Sand, Schotter, ... ebenfalls mitgespeichert 

werden. Die Aufnahme folgt zu Beginn 

den Geländekanten (BOK, BUK) und der 

Wasseranschlagslinie, danach wird über das 

gesamte Vermessungsgebiet eine möglichst 

gleichmäßige Punktwolke gelegt. Die erhobenen 

Daten sind horizontale Distanz, Höhenunterschied 

und Horizontalwinkel, welche im 

Vermessungsgerät in absolute Koordinaten (X, 

Y, Z) umgerechnet und verspeichert werden. 

Die Messung der Unterwasserpunkte (bis 

100 m vom Ufer entfernt) erfolgt mittels Boot 

und einer 4,5 m langen Reflektorstange, bzw. 

22 

mittels Echolotboot und GPS der Wasserstraßendirektion. 

Die Messung wird in das Gauß- 

Krüger-System eingehängt. Die Genauigkeit 

der Messung liegt, auf Grund von Messfehlerüberlegungen, 

im Dezimeterbereich. 

Die weitere Bearbeitung erfolgt durch das 

Übertragen der Koordinaten aus dem Vermessungsgerät 

in einen PC mittels des Programms 

Softdesk CIVIL SURVEY, welches unter Auto- 

CAD läuft. Die Koordinaten werden über 

Punktwolke und Dreiecksvermaschung zu einem 

digitalen Geländemodell (DGM) generiert. 

Über Bearbeitung dieses DGMs erfolgt 

die Erstellung der Schichten- und Schattierungspläne 

und der Profile, die an aussagekräftigen 

Punkten genommen werden. 

Geodätische Vermessung 

der Strukturen.

Die Daten der Vermessung 1994 (ZAUNER et 

al., 1996) werden mittels identer Methodik bearbeitet, 

um Vergleiche zu den Daten von 2000 

anstellen zu können. Die nachfolgend diskutierten 

Bilanzierungen beziehen sich auf diese 

zwei Datensätze (Messung 1994 und 2000). Die 

Definition der Klassenbreiten ergibt sich aufgrund 

von ökologisch relevanten Höhenzonierungen. 

Dadurch variieren die Klassenbreiten 

zwischen einigen Dezimetern und wenigen 

Metern. Für alle Berechnungen werden die 

Vermessungsdaten sowohl der unmittelbaren 

Strukturierungsbereiche, als auch die Bereiche 

der Ursohle bis in eine Entfernung von 100 m 

vom Ufer herangezogen, um allfällige Beeinflussungen 

unveränderter Zonen dokumentieren 

zu können. 

7.1.2 Sedimente 

Die Vorgangsweise bei der Sedimentkartierung 

wurde auf bereits durchgeführte Untersuchungen 

an der freifließenden Donau im Raum Klosterneuburg 

(WAIDBACHER et al., 1996) abgestimmt, 

um die Ergebnisse der Untersuchungen 

vergleichen zu können. 


Die Schotterstrukturen wurden begangen, 

die zu klassifizierenden Choriotope in den bereits 

erstellten Lageplan mittels Maßband eingemessen 

und durch visuelle Abschätzung einzelnen 

Typen zugeordnet. Die Feldergebnisse 

wurden anschließend digitalisiert und in das 

bereits vorhandene Planmaterial einbezogen. 

Der für die Fragestellung relevante Schotterbereich 

weist kurz nach seiner Schaffung noch 

relativ homogene Strukturen auf. Die davon 

abweichenden Teilflächen (Cluster) werden 

vermessen und deren Choriotopzusammenstellung 

klassifiziert. Diese Vorgangsweise wurde 

ebenso sechs Jahre nach Errichtung wiederholt. 

Innerhalb dieser Cluster werden Patches 

(Teilprobenflächen) ausgewählt und Detailuntersuchungen 

(Siebkornanalysen) vorgenommen. 

Die Probe wird an der Strukturoberfläche 

bis in eine Tiefe von 10 cm entnommen. 

Die Sedimentproben werden im Labor 24 

Stunden bei 80°C getrocknet und anschließend 

gesiebt, wobei folgende Siebe Verwendung fanden: 

0,063; 0,1; 0,2; 0,63; 1; 2; 4; 6,3; 10 und 20 

mm. Korngrößen über 20 mm wurden mit einem 

Maßband gemessen. Aus den Gewichtsanteilen 

der verschiedenen Korngrößen wurden 

Siebkurven der einzelnen Probenstellen erstellt. 

Sedimentprobe – visuelle 

Abschätzung und Entnahme 

der Probe. 

23


7.2 Struktur Fallau 

7.2.1 Morphologie 

Die Struktur Fallau zeichnet sich bei Mittelwasser 

durch seicht überronnene, großflächige 

Areale aus. Weiters findet sich in dieser Strecke 

ein kleine, einen Meter über Mittelwasser herausragende 

Insel. Im oberen Drittel der Untersuchungsstrecke 

mündet der Fallauerbach, 

welcher nach Starkregenereignissen durchaus 

nennenswerte Geschiebemengen bringt, in 

eine Bucht. Daran schließt eine unterschiedlich 

stark angeströmte Schotterbank an. 

Die Gegenüberstellung der Schattierungspläne 

(Abb. 7.1) zeigt bereits den Trend der 

morphologischen Veränderungen. 

Massive Erosionen sind an der Insel erkennbar. 

Dabei kommt es, wie im Profil (Abb. 7.2) 

ersichtlich, zum „Umkippen“ der Insel, wobei 

der Nebenarm und die hinter der Insel liegende 

Bucht verfüllt werden. Weiters unterliegt die 

Inselaußenseite zusätzlichen Erosionserscheinungen. 

Die Umlagerungsprozesse wandeln 

den ehemaligen Inselbereich in eine Schotter- 

Abb. 7.1: Struktur Fallau: Vergleich der morphologischen 

Situationen von 1994 und 2000. 

24 

LEGENDE: 

bank um. Die unmittelbare Mündungsstrecke 

des Fallauerbaches unterliegt hoher Dynamik. 

Diese ist einerseits durch Hochwasserereignisse 

des Baches selbst und anderseits durch Donauhochwässer 

bedingt. So erklären sich Anlandungen 

im Sohlbereich des Baches und 

Umlagerungen an der bach- und donauseitigen 

Uferböschung. Feinsedimentanlandungen im 

Anschluss an die Bachmündung sind im Schattierungsplan 

erkennbar und im Profil der 

Abb. 7.3 dargestellt. Nach 70 m liegen Strömungsverhältnisse 

vor, welche weitere Feinsedimentanlandungen 

verhindern und somit die 

ursprüngliche Substratfraktionierung gewährleisten. 

Diese stabilen Verhältnisse sind im Profil 

(Abb. 7.4) dargestellt und haben auch für 

den stromabwärtigen Bereich Gültigkeit. 

Die oben beschriebenen Veränderungen 

sind in der Bilanzierung der Höhenklassen 

quantitativ erfasst. Die in der Abb. 7.5 ersichtliche 

Klasse bis 276,75 m repräsentiert die Tiefenzone 

des Sohlbereiches, der durch die Maßnahmen 

nicht verändert wurde. Der idente Flächenanteil 

1994 und 2000 zeigt, dass an der 

Ursohle faktisch keine Verlagerungen aufgetreten 

sind. Die darauffolgende zwei Meter mäch- 

verschiedene Wassertiefenzonen Bereich zwischen Nieder- und Mittelwasser Vegetationszone

m.ü.A 

Niederwasser 

1994 

2000 

Entfernung zum Ufer in Metern 

Abb. 7.2: Der Schnitt durch die der Schotterbank vorgelagerten 

Insel zeigt Sedimentumlagerung in Richtung Ufer. 

m.ü.A. 

m.ü.A. 

Niederwasser 

Niederwasser 




1994 

2000 

Abb. 7.3: Im Strömungsschatten der Fallauerbachmündung 

kommt es während Hochwasserereignissen zu großflächigen 

Feinsedimentanlandungen. 

1994 

2000 

Abb. 7.4: Stabile Schotterbank flussab der Fallauerbachmündung. 

25


Tab. 7.1. Länge der Wasseranschlagslinien bei charakteristischen Wasserständen und deren Verhältnis zur Streckenlänge 

in der Struktur Fallau. 

tige Klasse nimmt zugunsten höher liegender 

Zonen ab. Zurückzuführen ist dies primär auf 

Anlandungen im Bereich der Bachmündung. 

Die Klasse, welche den Bereich bis zwei Meter 

unter NW (278,75 - 280,75 m) umfasst, wird einerseits 

durch Anlandungen in ehemals tieferen 

Zonen und anderseits durch Verlandungen 

im Bereich des Nebenarmes und der Bachmündung 

beeinflusst. Dies bedingt wiederum 

die Zunahme im Bereich zwischen NW und 

MW. Zuwächse erfährt diese Klasse auch durch 

die starke Erosion der nächsthöheren Zone (Insel 

und Landzunge zwischen Donau und 

Bach). Die Abnahme in der Klasse über MW 

wird teilweise durch Anlandungen kompensiert. 

Massivere Anlandungen sind in der letzten 

relevanten Höhenklasse zu erkennen. Geschiebe 

des Fallauerbaches einerseits und 

Schwebstoffablagerungen der Donau andererseits 

sind hiefür verantwortlich. Grundsätzlich 

ist aus den Veränderungen der Höhenverteilung 

eine positive Mengenbilanz ableitbar. 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

26 

NW-Linie MW-Linie Streckenlänge Faktor-NW Faktor-MW 

Fallau 1994 493 452 378 1,3 1,2 

Fallau 2000 410 404 376 1,09 1,07 

Prozentanteile 

60 

54,2 55,3 

12,0 

8,6 

10,6 9,8 10,1 

12,8 

5,0 

2,3 

Vorangegangene Beschreibungen dokumentieren 

durchwegs dynamische Prozesse, 

welche von Umlagerungen geprägt sind. Diese 

beeinflussen Lage und Höhe der Strukturen. 

Die Ermittlung der Länge charakteristischer 

Wasseranschlagslinien zeigt den Trend, welchem 

die Strukturen unterlegen sind. 

Die Entwicklung der in oben stehender Tabelle 

aufgelisteten Faktoren weist auf Linearisierung 

der Wasseranschlagslinien hin, wobei die 

aktuelle Situation als stabil einzuschätzen ist. 

10,3 

7,7 

272-276,75 276,75-278,75 278,75-280,75 280,75-281,5 281,5-282 282-284,25 284,25-286,25 

Höhenklassen in Metern 

Wintersituation: Fallauerbachmündung mit anschließender 

Schotterbank. 

1994 

2000 

0,4 

1,0 

Abb. 7.5: Verteilung der 

Höhenklassen in der Struktur 

Fallau im Jahr 1994 kurz 

nach Errichtung und im 

Jahr 2000.


Die sedimentologischen Erhebungen aus dem 

Jahr 1994 dokumentieren relativ heterogene 

Substratsverhältnisse im gesamten Abschnitt. 

Die frisch geschüttete, überformte Struktur 

wird in allen Bereichen von einer typischen 

Kornzusammensetzung gebildet, welche das 

Sohlsubstrat der Donau im Untersuchungsgebiet 

prägt. In dieser Zusammensetzung bilden 

insbesondere die Grobsand-Mittelkiesfraktionen 

(0,63-20 mm) hohe Gewichtsanteile. Kurz 

nach Errichtung der Strukturen sind bereits 

kleine Feinsedimentlinsen feststellbar. 

Wie aus den morphologischen Erhebungen 

ersichtlich, ergeben sich nach sechs Jahren Veränderungen, 

welche sich auch in der Kornzusammensetzung 

der Struktur niederschlagen. 

Der Inselbereich, der massiven Erosionen unterlag, 

zeigt hinsichtlich der Kornzusammensetzung 

einen Vergröberungstrend. Dies manifestiert 

sich besonders in der Reduktion des 

Sandanteiles (Abb. 7.6). Demgegenüber sind 

die vergleichsweise stabilen morphologischen 

Verhältnisse auch in der Kornzusammensetzung 

großflächiger Areale feststellbar. Beim 

Vergleich der Siebkornanalysen ergeben sich 

nur geringfügige Unterschiede, was sich besonders 

in den sehr ähnlichen Anteilen der 

sandig-mittelkiesigen Fraktionen widerspiegelt 

(Abb. 7.7). In den strömungsarmen Bereichen 

ergeben sich mit der veränderten Morphologie 

auch hinsichtlich der Kornzusammensetzung 

gravierende Abweichungen. Die geschüttete, 

typische Kornzusammensetzung des Sohlbereiches 

wird von zum Teil mächtigen Feinsedimenten 

überlagert. Diese setzen sich zu 25 

Gewichtsprozenten aus Grobschluff und zu 75 

Gewichtsprozenten aus Feinsand zusammen. 

(Abb. 7.8.) 

in Prozent 

100 

75 

50 

25 

75 

50 

25 


1994 

2000 

0,01 0,1 1 10 100 

Korngröße in mm 

Abb. 7.6: Die Siebkornanalyse dokumentiert im Bereich der 

Insel eine Vergröberung der Kornzusammensetzung, die auf 

Reduktion des Sandanteils zurückzuführen ist. 

in Prozent 

100 

1994 

2000 

0,01 0,1 1 10 100 


Abb. 7.7: Großflächige Areale zeigen nur geringe Änderung 

in der morphologischen Ausprägung. Diese Stabilität ist auch 

anhand der Siebkornanalysen ersichtlich. 

in Prozent 

100 

75 

50 

25 

1994 

2000 

0,01 0,1 1 10 100 


Abb. 7.8: Die Feinsedimentanlandungen in der Struktur Fallau 

setzen sich aus Grobschluff und Feinsand zusammen. 

27


7.3 Struktur Kramesau 


Die Struktur Kramesau weist nach Bauausführung 

äußerst heterogene Ausformung auf. Der 

Bereich ist geprägt durch eine große Inselstruktur 

am oberen Ende der Strecke und reiche 

Verzahnung des Ufers, welche eine lange 

Wasseranschlagslinie bedingen. 

Erwartungsgemäß ergeben sich durchaus 

starke morphologische Veränderungen, wie 

der Vergleich der Schattierungspläne (Abb. 7.9) 

deutlich zeigt. 

Starke Veränderungen können vor allem an 

der großen Insel beobachtet werden. Im Gegensatz 

zur flach überflossenen Vorinsel, die 

nur geringen Höhenverlust aufweist, wird der 

mittlere und hintere Inselteil, welcher über Mittelwasser 

herausragt, erodiert und an die Inselinnenseite, 

bzw. zum Teil auch Richtung 

Strommitte verlagert (Abb. 7.10). Weiters lagern 

sich im Strömungsschatten der Insel Feinsedimente 

mit geringer Mächtigkeit an. 

Die daran anschließenden drei Hakenbuhnen 

weisen anfangs jeweils ca. 2,5 m tiefe Ruhigwasserbereiche 

auf. Die über Mittelwasser 

Abb. 7.9: Der Vergleich der Situationen von 1994 und 2000 

zeigt für den heterogen und kleinräumig strukturierten Bereich 

Kramesau massive morphologische Veränderungen. 

28 

LEGENDE: 

ragenden Hakenbuhnen sind vor allem an den 

Buhnenscheiteln starken Erosionen ausgesetzt. 

Die Umlagerung des Schotters erfolgt primär in 

die Ruhigwasserbereiche. Während das erste 

Buhnenfeld aktuell bei Mittelwasser an der 

Tiefstelle ca. 2 m misst, kommt es in den zwei 

nachfolgenden Buhnenfeldern auf Grund von 

Feinsedimentablagerungen zur gänzlichen Verlandung. 

Aus den zwei Hakenbuhnen entwikkelt 

sich eine Bankstruktur (Abb. 7.11). 

Das anschließende Blockwurfufer wird massiv 

mit Feinsedimenten überlagert (Abb. 7.12). 

Die Mächtigkeit dieser Anlandung beträgt im 

Mittel 2,5 m. Erklärbar ist dies mit der strömungsabweisenden 

Wirkung der letzten Hakenbuhne. 

Die zwei verlandeten Buhnen bilden 

mit der neu entstandenen Sedimentbank 

mittlerweile eine einheitliche Bankstruktur 

Ähnlich wie die große Inselstruktur am oberen 

Ende des Strukturierungsbereiches unterliegt 

die nachfolgende kleine, schmale Insel 

starker Erosion. Dies zeigt sich im Abflachen 

des Inselscheitels und in Anlandungen innenund 

außenseitig der Insel. Zum Teil verlagert 

sich das Erosionsmaterial auch in den anschließenden 

Ruhigwasserbereich, welcher zusätzlich 

mit angeschwemmten Feinmaterial aufgefüllt 

wird. 


m.ü.A. 

Niederwasser 

1994 

2000 


Abb. 7.10: Der über Mittelwasser herausragende Teil der Insel 

in der Struktur Kramesau wird abgeflacht und umgelagert. 

m.ü.A. 

m.ü.A. 

Niederwasser 

Niederwasser 


1994 

2000 


Abb. 7.11: Massive Feinsedimentanlandungen sind in den Ruhigwasserbereichen 

der Hakenbuhnen zu verzeichnen. 

1994 

2000 


Abb. 7.12: Der Strömungsschatten der Hakenbuhnen reicht 

weit stromab und führt zu Feinsedimentanlagerung an den 

mit Blockwurf gesicherten Ufern der Struktur Kramesau. 

29


Tab. 7.2: Länge der Wasseranschlagslinien bei charakteristischen Wasserständen und deren Verhältnis zur Streckenlänge 

in der Struktur Kramesau. 

Bei der Betrachtung der Bilanzierung der 

Höhenklassen (Abb. 7.13) sind die oben beschriebenen 

Veränderungen quantitativ erklärbar. 

Die Abnahme der Tiefenklasse von 272- 

276,75 m ist am ehesten durch Verluste zugunsten 

höherer Klassen im Bereich der Vorinsel, 

der Hakenbuhnen und am Ende der Strecke 

nach der kleinen Insel zu erklären. Die darauffolgende 

zwei Meter mächtige Klasse verzeichnet 

leichte Zugewinne und zwar vorwiegend 

im Bereich der Schluffbank und im Anschluss 

an die kleine Insel am Ende der Strecke. 

Eine starke Zunahme ist in der nächsthöheren 

Klasse ersichtlich, welche sich speziell 

durch das Abhobeln der Inseln, aber auch 

durch das Verlanden der Ruhigwasserbereiche 

in und unterhalb der Hakenbuhnen erklärt. 

Der starke Zugewinn der Klasse von 280,75- 

281,5 m im Bereich der verlandeten Haken- 

40 

30 

20 

10 

0 

30 


Kramesau 1994 1660 1167 712 2,33 1,64 

Kramesau 2000 1308 798 717 1,82 1,11 


50 

38,6 

35,1 

25,7 

24,3 

22,1 

19,1 

9,2 

9,0 

4,2 

3,0 

272-276,75 276,75-278,75 278,75-280,75 280,75-281,5 281,5-282 282-284,25 


buhnen wird vor allem durch die Abnahme 

dieser Klasse im Bereich der Inseln ausgeglichen 

und führt dazu, dass die Anteile von 1994 

und 2000 faktisch ident sind. 

Die nächsthöhere Klasse verliert vorwiegend 

auf den Inseln und den Hakenbuhnen an 

Anteilen, wobei die Zuwächse der darauffolgenden 

Klasse auf Feinsedimentanlandungen 

im Bereich der Ufervegetation (Weidenbewuchs) 

zurückzuführen. 

Die intensive Verzahnung der Uferlinie bei 

unterschiedlichen Wasserständen kommt in 

den hohen Niederwasser und Mittelwasserfaktoren 

zum Ausdruck (Tab. 7.2). Sechs Jahre 

nach Bauabschluss weist der Niederwasserfaktor 

mit 1,82 trotz starker Linearisierung einen 

relativ hohen Wert auf. 

Für die Struktur Kramesau sind, trotz der in 

Summe ausgeglichenen Bilanz, starke morphologische 

Veränderungen ersichtlich. 

1994 

4,6 

2000 

5,1 


Höhenklassen in der Struktur 

Kramesau im Jahr 1994 

kurz nach Errichtung und 

im Jahr 2000.


Ähnlich wie bei der Struktur Fallau sind kurz 

nach Errichtung auch hier verhältnismäßig 

gleichsortierte Kiesfraktionen belegbar. Darüberhinaus 

finden sich auch bereits in Buchten 

und in strömungsarmen Zonen Feinsedimentlinsen. 

Der Trend – gleichbleibender Zusammensetzung 

der geschütteten Strukturen auf 

großen Flächen – ist auch hier gegeben 

in Prozent 

100 

75 

50 

25 

1994 

2000 

0,01 0,1 1 


10 100 

Abb. 7.14: Die Siebkornanalysen zeigen auch in der Struktur 

Kramesau für große Flächen stabile Verhältnisse an. 


Erodierte Inselgruppe der 

Struktur Kramesau. 

(Abb. 7.14). Auf Grund der Gestaltung ergeben 

sich zum Teil enorme Feinsedimentanlandungen. 

Diese setzen sich, ähnlich wie die Anlandungen 

in der Struktur Fallau, zu einem Drittel 

aus Grobschluff und zu zwei Drittel aus Feinsand 

zusammen. Signifikante Vergröberungstrends 

können an der Struktur Kramesau nicht 

belegt werden. 

31


7.4 Struktur Luger 


Die neugeschaffene Schotterstruktur Luger erstreckt 


2197,8 am linken Donauufer. Die Struktur 

zeichnet sich durch relativ monotone Verhältnisse 

in Bezug auf die Formgebung aus. Dies 

bedingt auch gleichförmige Strömungsverhältnisse 

im gesamten Uferbereich. 

Der Vergleich der Schattierungspläne 

(Abb. 7.15) zeigt klar, dass diese Struktur in ihrer 

homogenen Ausführung erhalten bleibt. 

Zu Vereinheitlichungen kommt es lediglich 

an kleinen Landzungen, die von einigen Hochwässern 

bzw. dem Wellenschlag begradigt 

werden. Die gravierendste Veränderung ist am 

unteren Ende der Strecke festzustellen. Diese 

rührt allerdings von Baumaßnahmen eines 

zwischenzeitlich errichteten Gasdükkers her 

32 

und ist somit in der Diskussion der morphologischen 

Veränderungen nicht von Relevanz. 

Bei Betrachtung der Bilanzierung der Höhenklassen 

(Abb. 7.16) fällt geringfügige Abnahme 

der tiefen Bereiche (2742-276,75) auf. 

Dies ist auf den beschriebenen Dükkerbau zurückzuführen. 

Die in den Schattierungsplänen erkennbare 

Stabilität der Struktur Luger wird durch die Bilanz 

der mittleren Tiefenklassen weiter unterstrichen. 

Dabei kommt es zwar zu internen 

Umlagerungen vor allem der Klasse von 278,75 

-280,75 m und zu Begradigungen in der Klasse 

280,75-281,50 m; die prozentuellen Anteile 

bleiben allerdings unverändert. 

Die leichten Zunahmen in den Bereichen 

über 281,50 m lassen sich vor allem durch Sedi- 

Tab. 7.3: Länge der Wasseranschlagslinien bei charakteristischen Wasserständen und deren Verhältnis zur Streckenlänge 

in der Struktur Luger. 


Luger 1994 554 532 498 1,11 1,07 

Luger 2000 515 504 494 1,04 1,02 

Abb. 7.15: Die Struktur Luger bleibt in ihrer relativ homogenen 

und geradlinigen Ausformung sechs Jahre nach Errichtung 

faktisch unverändert. 

LEGENDE: 


mentationstendenzen im Weidenbewuchs begründen. 

Die schon eingangs erwähnte Einförmigkeit 

der Struktur spiegelt sich auch in den Niederwasser- 

und Mittelwasser-Faktoren der Wasseranschlagslinien 

wider. Veränderungen sind 

hier nicht zu erwarten (Tab. 7.3). 


60 

58,0 

56,6 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

15,5 15,0 

13,7 13,7 

272-276,75 276,75-278,75 278,75-280,75 280,75-281,5 281,5-282 282-284,25 

5,6 

5,7 


2,5 

1994 

3,2 

4,7 

2000 

5,9 


Stabile Schotterbänke bieten Weiden attraktive Standorte. 


Abb. 7.16: Verteilung der Höhenklassen 

in der Struktur Luger 

im Jahr 1994 kurz nach Errichtung 

und im Jahr 2000. 

Die stabilen morphologischen Verhältnisse in 

dieser langgestreckten Struktur kommen auch 

in der Sukzession der Sedimente zum Ausdruck. 

Während die unter Mittelwasser liegende 

Zone hinsichtlich der Kornzusammensetzung 

als unverändert zu bezeichnen ist, zeigt 

die höherliegende Zone Verfeinerungstendenzen. 

Offensichtlich kommt es in diesem schmalen 

Bereich zu Akkumulierungen von sandigen 

Fraktionen, was mit dem Einfluss des Wellenschlages 

erklärbar ist. Großflächige Anlandungen 

von Feinsedimenten sind nicht zu belegen. 

Lediglich am Böschungsfuß der Schüttung sind 

diese kleinräumig anzutreffen. 

33


7.5 Ergebnisse und 

Schlussfolgerungen 

Die vergleichenden Untersuchungen hinsichtlich 

der morphologischen und sedimentologischen 

Entwicklung der neugeschaffenen Strukturen 

belegen deren grundsätzliche Beständigkeit. 

Bei Gegenüberstellung der Tiefenzonenklassen 

zeigt sich, dass in den unmittelbaren 

Strukturierungsabschnitten nach sechs Jahren 

sehr ähnliche Tiefenverhältnisse vorliegen. 

Trotzdem sind dynamische Prozesse zu bemerken, 

welche primär in Form von Erosion vergleichsweise 

kleinräumiger Strukturen wie Inseln 

und Buchten erkennbar sind. Für die Umgestaltung 

ist zu einem Großteil der Wellenschlag 

der Schifffahrt verantwortlich. Hochwässer 

haben in dem Zusammenhang weniger 

Einfluss. Demgegenüber wirken sich Hochwässer 

in Bezug auf Sedimentation von Feinsubstraten 

massiv aus. In strömungsberuhigten 

Zonen kommt es nach entsprechenden Abflussereignissen 

zu massiven Feinsedimentablagerungen. 

Dies erklärt auch die Reduktion der 

Anteile von tieferen Zonenklassen bei gleichzeitiger 

Zunahme der Anteile seichterer. Deren 

Anteil nimmt auch auf Kosten der über Mittel- 


60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

34 

48,4 

46,6 

18,6 18,3 

16,5 

15,3 

8,3 

8,8 

3,8 

2,9 

wasser liegenden Areale zu. Bei einer kumulativen 

Bilanzierung aller Strukturierungsbereiche 

(Abb. 7.17) kommt der Trend gleichbleibender 

Anteile der Tiefenklassen deutlich zum 

Tragen. 

Umlagerungen, welche aufgrund vorhin beschriebener 

Prozesse resultieren, drücken sich 

auch in der Entwicklung der Uferanschlagslinien 

aus. Die Vereinheitlichung der Strukturen 

zeigt sich sehr deutlich mit den diesbezüglich 

errechneten Faktoren. Bei der besonders heterogen 

ausgebildeten Struktur Kramesau ergab 

sich kurz nach Errichtung auf Grund der Streckenlänge 

und Wasseranschlagslinie bei NW 

ein Faktor von 2,33; bei Mittelwasser 1,64. 

Sechs Jahre danach reduzieren sich die Werte 

auf 1,82 bzw. 1,11. An der Struktur Fallau zeigt 

sich ein ähnlicher Trend. Die Struktur Luger 

weist bereits mit Bauabschluss kurze Uferanschlagslinien 

auf. Referenzdaten aus der frei 

fließenden Donau östlich von Wien (WÖSEN- 

DORFER & LEBERL, 1987) repräsentieren Werte für 

regulierte naturnahe Abschnitte der Donau 

(NW = 1,42 und MW = 1,25). Diese Werte erge- 

6,6 

5,4 

272-276,75 276,75-278,75 278,75-280,75 280,75-281,5 281,5-282 282-284,25 284,25-286,25 


1994 

2000 

0,1 

0,2 

Abb. 7.17: Kumulative Betrachtung 

der Verteilung 

der Höhenklassen aller 

Strukturen im Jahr 1994 

kurz nach Errichtung und 

im Jahr 2000.

en sich aufgrund relativ großräumiger Verzahnungen. 

Der Trend längerer Anschlagslinien 

bei NW ist auch in diesem Donauabschnitt erkennbar 

(Tab. 7.4). Für die vergleichsweise 

schmalen und kurzen Strukturierungsbereiche 

lassen sich aufgrund der Kleinräumigkeit und 

fortschreitender Umlagerungsprozesse langfristig 

kürzere Anschlagslinien erwarten. 

Zusammenfassend lässt sich die morphologische 

Entwicklung der Strukturen folgendermaßen 

skizzieren: Flache, großflächige Struk- 

Tab. 7.4: Verhältnis der Wasseranschlagslinien zur Streckenlänge 

in den Strukturen und in der freien Fließstrecke östlich 

von Wien bei charakteristischen Wasserständen. 

Faktor-NW Faktor-MW 

Kramesau 2000 1,82 1,11 

Fallau 2000 1,09 1,07 

Luger 2000 1,04 1,02 

östl. v. Wien 1,42 1,25 

turelemente stellen sich als relativ stabile Elemente 

dar. Ab- und Anlandungen sind kaum 

gegeben. An diesen Strukturen ist durch den 

Wellenschlag laterale Bewegung des Schotterkörpers 

bemerkbar, was positive Effekte in 

Hinblick auf die äußere Dekolmation mit sich 

bringt. Demgegenüber bewirkt die erodierende 

Kraft der Wellen im Fall von Kleinstrukturen, 

wie kleinen Inseln und Buchten ein Abflachen 

bzw. ein „Umkippen“ dieser Elemente. 


Weiters zeigt sich vor allem nach Durchgang 

entsprechender Hochwasserereignisse Sedimentation 

in strömungsarmen Bereichen. 

Interessante Aspekte ergeben sich im Zusammenhang 

mit der Weiterentwicklung von 

Strukturen mittels Feinsedimentanlandungen. 

Bei entsprechender Ausformung initiieren 

Strukturen massive Anlandungen. Diese können 

wie in einem Teilbereich der Struktur Kramesau 

lokal 6000 m 3 betragen. Die Sedimentation 

ist limitiert durch den Gradienten der 

Fließgeschwindigkeit in Richtung Flussmitte. 

Dieser Gradient gewährleistet bei nachträglichem 

Überschütten der Anlandungen mit 

Schotter im angeströmten Bereich dauerhaft 

kiesige Substratverhältnisse (Abb. 7.18). 

Massive Feinsedimentanlandungen im Strömungsschatten 

der Schotterstrukturen. 

Abb. 7.18: Mächtige Feinsedimentanlandungen 

bieten Basis 

für kostengünstige Errichtung 

weiterer Schotterbänke. 

35


Für zukünftige Strukturierungsprojekte ergeben 

sich somit neue Ansätze, welche wirtschaftlich 

großzügige Lösungen ermöglichen. 

Stellt man beispielsweise das Verhältnis zwischen 

der eingebrachten Schottermenge zu der 

daraus gewonnenen, zwischen Herbst und 

Frühjahr trockenfallenden Fläche, so ergibt 

sich, bei alleiniger Verwendung von Schotter, 

ein Wert von 0,194 (1 m 3 Schotter ergibt 

0,194 m 2 Fläche). Bei oben dargestellter Vorgangsweise 

würde mit einem Kubikmeter der 

dreifache Flächenwert erzielbar sein. 

Neben zum Teil massiven Feinsedimentablagerungen 

in strömungsarmen Zonen zeigen die 

Siebkornanalysen, dass im Zeitraum von sechs 

Jahren die Kornverteilungen auf den Schotterbänken 

nur unwesentlichen Veränderungen unterliegen. 

Bereits kurz nach Schüttung der Strukturen 

stellt sich ein relativ stabiles Gleichgewicht 

der Fraktionen ein. In den Bereichen, wo 

Erosion vorherrscht, kommt es vermehrt zu Auswaschung 

von Feinanteilen. Dies betrifft hauptsächlich 

Inselzonen, welche auf Grund der Lateralbewegung 

des Schotters bei gleichzeitiger 

Verfüllung des Nebenarmes an Höhe verlieren. 

Vergleiche mit der Kornzusammensetzung 

natürlicher Schotterbänke der Donaufließstre- 

Summenprozent 

100 

75 

50 

25 

0 

0,000001 0,00001 0,0001 0,001 0,01 0,1 1 10 100 

Korngrößen in mm 

36 

Engelhartszell 2000 

Engelhartszell 1994 

Klosterneuburg 

cke bei Klosterneuburg (WAIDBACHER et al., 

1996) zeigen, dass diese grundsätzlich große 

Übereinstimmung aufweisen. 

Die Gegenüberstellung der gepoolten Siebkornanalysen 

Engelhartszell 1994 und 2000, 

sowie Klosterneuburg (Abb. 7.19) ergibt große 

Übereinstimmung der Datensätze aus Engelhartszell. 

Unterschiede zu den Proben aus der 

freien Fließstrecke bei Klosterneuburg sind insofern 

zu erkennen, dass in den untersuchten 

Schotterstrukturen des Stauraumes Aschach ein 

tendenziell höherer Anteil an Korngrößen kleiner 

als 6,3 mm vorhanden ist. Der höhere Anteil 

an Korngrößen über 20 mm in Klosterneuburg 

erklärt sich aus den Einflüssen von Geschiebetrieb, 

Hochwässern und Wellenschlag. 

Die permanente Exposition der Schotterbank 

führte zur Erosion der Feinanteile. Demgegenüber 

lassen sich die höheren Feinanteile in den 

geschütteten Schotterstrukturen durch die Entnahme 

des Baggergutes aus der Stromsohle eines 

Gleithanges erklären. Ein weiterer Grund 

für die Erhöhung der Feinkornanteile könnte 

im Einstau (bereits seit 1964) dieses Stauwurzelbereiches 

begründet sein. Eine erwartete 

Auswaschung der feinen Fraktionen ist bis 

dato nicht feststellbar. 

Abb. 7.19: Vergleich der 

Korngrößenverteilungen 

im Bereich Engelhartszell 

(1994 und 2000) mit Klosterneuburg.


Während Hochwasserereignissen 

kann es lokal zu 

massiven Feinsedimentanlandungen 

kommen. 

Diese Anlandungen unterliegen 

hoher Dynamik - einen 

Hinweis darauf geben 

freigespülte Weidenwurzeln. 

37


8 Fischökologische Evaluierung 

der Strukturierungsmaßnahmen 


Die umfassenden Erhebungen der aquatischen 

Fauna (Fische und Benthos) im Oberen Donautal 

im Jahr 1989 belegten strukturelle Defizite 

in diesem Donauabschnitt. Basierend auf 

den Erhebungsergebnissen wurden mit dem 

Ziel der ökologischen Aufwertung des Stauwurzelbereiches 

Strukturierungsmaßnahmen 

durchgeführt. Nachfolgende Kapitel behandeln 

die fischökologische Evaluierung der neugeschaffenen 

Strukturen. Die Streckenauswahl 

für die Erhebungen im Jahr 1989 wurde bereits 

unter dem Aspekt potentieller Strukturierungsbereiche 

durchgeführt. Aus diesem Grund ist 

es möglich, mit Hilfe der verfügbaren Daten 

detailliert allfällige Veränderungen sowohl in 

den umgestalteten als auch in den unveränderten 

Strecken aufzuzeigen. 

38 

Der Schrätzer – bevorzugt schwach strömende Bereiche. 

Die Nase – Leitfischart der österreichischen Donau. 

Der Semling – eine verschollene 

Fischart wurde 

im Zuge vorliegender Studie 

in Österreich wiederentdeckt.

8.2 Methodik 

8.2.1 Untersuchungsgebiet 

Zur Evaluierung der neugeschaffenen Strukturen 

werden fischökologische Daten nicht nur 

unmittelbar in den Strukturierungsabschnitten, 

sondern auch in flussauf und flussab angrenzenden 

Strecken erhoben. Dies soll einerseits 

eine mögliche Beeinflussung benachbarter, unveränderter 

Strecken dokumentieren und andererseits 

eventuelle generelle Abweichungen 

vom fischökologischen Gesamtzustand belegen. 

Das Untersuchungsgebiet umfasst somit den 

Donauabschnitt vom Kraftwerk Jochenstein bei 

Stromkilometer 2203,3 bis zur Ortschaft Oberranna 

bei km 2196,0, wobei jeweils beide Uferzonen 

in ihrer gesamten Länge beprobt werden. 

Das Untersuchungsgebiet ist deckungsgleich 

mit dem der Voruntersuchung im Jahr 

1989 und wird analog dieser Studie ebenfalls in 

insgesamt 20 Strecken unterteilt. Flussmorphologische 

Charakteristika, Strömungsverhältnisse 

und Substratgegebenheiten werden als Unterscheidungskriterien 

zur Streckenauswahl 

herangezogen. Innerhalb der Strecken liegen 

somit weitgehend homogene Bedingungen 

vor. Aus Gründen der Vergleichbarkeit wird die 

damalige Streckeneinteilung auch bei der nun 

durchgeführten Evaluierung übernommen. Die 

detaillierte Streckenbeschreibung ist in der Vorstudie 

umfassend dargestellt. 


Die Lage der tatsächlichen Strukturierungsmaßnahmen 

deckt sich mit den in der Vorstudie 

definierten potentiellen Strukturierungsbereichen. 

Nach den Flur- bzw. Ortsnamen werden 

die strukturierten Strecken Fallau (Strecke 

5), Kramesau (Str. 15) und Luger (Str. 17) 

genannt (siehe auch Kapitel Realisierung der 

Projekte). 

Neben diesen drei Schotterstrukturen wird 

ein weiterer Abschnitt, Strecke 7, ebenfalls 

morphologisch verändert. Als ökologische 

Kompensationsmaßnahme im Rahmen eines 

Gasdükkerbaues, wird im Jahr 1997 diese 

Strecke durch den Bau einer Hakenbuhne aus 

großen Blocksteinen in einen Ruhigwasserbereich 

umgewandelt. Die speziellen Verhältnisse 

in dieser Strecke werden daher auch gesondert 

dargestellt. 

8.2.2 Befischungsmethodik 

Die Beprobung von Fließgewässern der 

Größenordnung der Donau ist methodisch aufwändig. 

Daher werden verschiedene Methoden 

zur fischökologischen Erhebung herangezogen. 

Analog zur Erhebung im Rahmen der Vorstudie 

stellen Elektrobefischungen den 

Schwerpunkt der Erhebungen der Fischfauna 

in den ufernahen Zonen der Befischungsstrecken 

dar. Zur Erfassung der Jungfischfauna 

werden mit Hilfe von Uferzugnetzen flachere 

Uferbereiche beprobt. Die Besiedlung der Ge- 

Befischung mittels dem Elektrofangboot. Elektrobefischung der unmittelbaren Uferzone. 

39


wässersohle in uferfernen Stellen dokumentieren 

Befischungen mit Langleinen. 

Die Befischungen finden an mehreren Terminen, 

verteilt über das Jahr statt, um möglichst 

das gesamte Artenspektrum zu erfassen 

und auch saisonale Veränderungen sowohl in 

den Artenvergesellschaftungen als auch innerhalb 

der Populationen einzelner Arten erfassen 

zu können. 

8.2.2.1 Elektrofischerei 

Die Elektrobefischungen werden mit dem großen 

Elektrofangboot der Abt. für Hydrobiologie 

sowie mit E-Handaggregaten durchgeführt. 

Bei der Elektrofischerei werden Fische im Wirkungsbereich 

des im Wasser aufgebauten 

Gleichstromfeldes von der Anode (Fangpol) 

angezogen (Galvanotaxis) und in ihrem Nahbereich 

betäubt (Galvanonarkose). Die betäubten 

Fische werden gekeschert, nach Artzugehörigkeit 

bestimmt, vermessen und wieder 

rückversetzt. Es sei darauf hingewiesen, dass 

Elektrobefischungen sowohl größen- als auch 

artenselektiv wirken. Besonders Kleinfischarten 

(z.B. die Koppe) und Jugendstadien bleiben 

daher unterrepräsentiert. 

Mit dem speziell adaptierten Elektrofangboot 

(Antrieb 60 PS, E-Aggregat 10 kW, individuelle 

elektronische Ansteuerung von 10 Anoden) 

werden Streifen in Fließrichtung befischt, 

wobei Fische innerhalb eines Wirkungsbereiches 

von ca. 6 m Breite und 3 m Tiefe erfasst 

werden (siehe Foto). Auf Grund der Selektivität 

werden schwerpunktmäßig Adultfische mit 

dieser Methode gefangen. 

Zusätzlich kommen zur Befischung in den 

ufernächsten Strukturen Rückenaggregate (2,5 

kW) zum Einsatz, wobei entweder watend 

oder von einem kleinen Alu-Boot aus gefischt 

wird. Klein- und Jungfische werden mit dieser 

Methode erhoben. 

Bei hoher Fischdichte oder großer Strömungsgeschwindigkeit 

kann aus methodischen 

Gründen nur ein Teil der betäubten Fische 

gekeschert werden. Für die quantitative 

Abschätzung des Fischbestandes wird daher in 

40 

Tab. 8.1: Befischungstermine 1989 und 1998/99. 

1989 gr. Boot Rücken Uferzug 

6.-8.6.89 x x x 

10.-12.7.89 x x x 

18.-12.9.89 x x x 

1998/99 

2.6.97 qualitativ 

13.-16.7.98 x x x 

17.-18.8.98 x x 

6.10.98 x 

8.-9.10.98 x x 


19.-20.4.99 x x 

7.5.99 x 


24.-25.6.99 x x x 

3.-6.8.99 

19.-20.8.9 

qualitativ x 

jeder Befischungsstrecke für jede Fischart der 

Fangerfolg (= prozentueller Anteil der gefangenen 

Fische an den betäubten) abgeschätzt und 

daraus der Gesamtbestand ( = 100 %) abgeleitet. 

Um vergleichbare Daten zu erhalten, wird 

die Dichte aller Teststrecken bezogen auf 

10 min Befischungsdauer angegeben. 

8.2.2.2 Uferzugnetz 

In den Flachwasserzonen kommt ein Uferzugnetz 

(1 m Höhe, Flügellängen 5 m, 2 mm Maschenweite) 

zur Anwendung. Mit dieser semiquantitativen 

Beprobung (catch per unit effort) 

lassen sich hauptsächlich Jung- und Kleinfische 

nachweisen. 

Beprobung mittels Uferzugnetz.

8.2.2.3 Langleinen 

Eine weitere „catch per unit effort“ Methode ist 

die Befischung mit Langleinen. Jeweils 50 m 

Hauptleine und 50 Seitenschnüre mit gleicher 

Beköderung (Maden) sowie gleiche Expositionsdauer 

gewährleisten die Vergleichbarkeit 

der Ergebnisse dieser Methode an verschiedenen 

Strecken. Die Langleinen werden über 

Nacht ausgelegt und dienen zur Beprobung 

des unmittelbaren Sohlbereiches. 

8.2.2.4 Termine 

Zeitlicher Schwerpunkt der Befischungen im 

Rahmen der Evaluierung ist der Zeitraum vom 

Sommer 1998 bis Sommer 1999. Dabei finden 

an insgesamt vier Terminen (17.-18.8.98, 8.- 

9.10.98, 19.-20.4.99, 24.-25.6.99) Befischungen 

aller 20 Strecken des Untersuchungsabschnittes 

statt, um Veränderungen der Fischassoziationen 

im Jahresverlauf umfassend zu dokumentieren. 

1989 finden ebenfalls an mehreren Terminen 

Elektrobefischungen des gesamten Untersuchungsgebietes 

statt. Aus Gründen der 

Vergleichbarkeit werden drei Termine aus dem 

Jahr 1989 ausgewählt, die zur weiteren Auswertung 

herangezogen werden. 

Daneben finden vor allem zur Dokumentation 

der Jungfischfauna sowie Aspekten der Reproduktion 

(Laichtermine etc.) an einigen weiteren 

Terminen Beprobungen statt. Methodisch 

wird der Schwerpunkt auf Uferzugnetzbefischung 

gelegt, zusätzlich werden qualitative 

Elektrobefischungen durchgeführt, um so z.B. 

die Einnischung juveniler Stadien in unterschiedliche 

Mesohabitate zu dokumentieren. 

8.2.3 Grundgesamtheiten 

Die Fragestellungen vorliegenden Projektes 

bedingen hohe Untersuchungsintensität in allen 

Fachdisziplinen. Die detaillierten fischökologischen 

Erhebungen setzen sich, wie schon 

im vorigen Kapitel erwähnt, sowohl aus einer 

hohen Zahl an Befischungsmethoden als auch 

einer entsprechenden Anzahl an Terminen zu- 


sammen. Dieser hohe Aufwand schlägt sich 

auch in einer großen Datenmenge nieder. Im 

Weiteren vorgenommene Analysen und Interpretationen 

sind daher durch entsprechende 

Daten gut abgesichert und weisen hohe Aussagekraft 

auf. 

Bei den Befischungen der insgesamt 20 

Strecken mit Elektrofangboot und Handaggregaten 

werden an drei Terminen 1989 9805 Individuen 

und 1998/99 an vier Terminen 7993 

Ind. gefangen. Damit werden bei den Elektrobefischungen 

insgesamt ca. 18000 Individuen 

gefangen. Die Grundgesamtheiten der Voruntersuchung 

1989 sowie der Erhebungen im 

Rahmen der Evaluierung in den Jahren 1998/99 

sind damit annähernd gleich groß. 

Häufigste Art ist in allen Jahren erwartungsgemäß 

die Laube. Dieser Schwarmfisch dominiert 

mit ca. 12000 Ind. die Artenverteilung. 

Dieses massenhafte Auftreten lässt die Anteile 

anderer Arten vergleichsweise unterrepräsentiert 

erscheinen. Daher wird der Anteil der Laube 

in den meisten nachfolgenden Abbildungen 

nicht dargestellt und nur verbal diskutiert. 

Zur Beantwortung spezifischer Fragestellungen 

betreffend der Jungfischfauna und Einnischung 

juveniler Individuen finden intensive 

Netzbefischungen sowie qualitative Elektrobefischungen 

statt. Dabei werden im Rahmen der 

Evaluierung in etwa 6000 Ind. gefangen. 

Die Gesamtgrundmenge der im Rahmen der 

fischökologischen Studien gefangenen Individuen 

beträgt somit ca. 24000 Individuen, wobei 

jedes dieser gefangenen Individuen auf Artniveau 

bestimmt und vermessen wird. 

41


8.3 Artenspektrum 

8.3.1 Historischer Rückblick zur 

Fischvergesellschaftung im 


Eine Bibliographie zur Fischfauna Oberösterreichs 

wird 1983 von AUBRECHT herausgegeben. 

Dieser führt für den Lebensraum der Donau 

nur Übersichtswerke, jedoch keine spezifischen 

Arbeiten aus dem Untersuchungsbereich 

an. In der von KERSCHNER 1956 veröffentlichten 

Studie über die historische Entwicklung des 

Linzer Fischmarktes findet man allerdings Hinweise, 

dass mitunter größere Mengen an Fi- 

Tab. 8.2: Fischmengen am Linzer Markt (aus KERSCHNER, 1956) 

42 

schen aus dem Raum Aschach auf den Linzer 

Wochenmarkt geliefert wurden. 

Eine umfangreiche Zusammenstellung der 

Fischvergesellschaftungen in der Umgebung 

von Passau erfolgte bereits 1871 durch LORI. 

Dieser führt für das Gebiet 37 Fischarten an, 

die, wie aus der Tab. 8.3 hervorgeht, bis auf 

Bachneunauge und Karausche, alle auch durch 

vorliegende Untersuchung belegt werden kön- 

Fischmengen am Linzer Markt in den Jahren 1902 bis 1905, 1930 und 1951 bis 1954 

Fischarten 1902 1903 1904 1905 1930 1951 1952 1953 1954 

Aale 3 6 1 4 4 3 

Aeschen 3.652 3.225 2.765 2.263 

Barben 2.548 3.126 3.723 3.771 2.395 2.213 2.233 1.165 

Barsche 2.883 4.086 4.126 4.768 120 136 

Blaunasen 218 399 540 716 144 22 136 18 

Brachsen 4.651 4.505 4.455 4.298 3.510 1.530 1.344 777 

Bratfische 10.827 11.066 15.320 12.234 * 930 445 530 

Eiteln 3.314 3.199 4.235 3.226 480 546 444 405 

Forellen 630 679 548 538 

Haseln 1.794 1.899 2.370 2.321 

Hechte 5.827 5.881 6.166 5.824 750 626 712 450 

Huchen 114 150 110 53 58 3 2 

Karauschen 573 350 849 553 60 

Karpfen 779 1.005 1.101 1.620 25 130 87 129 

Näslinge 13.369 14.132 18.910 15.299 5.808 7.460 6.040 4.728 

Nerflinge 240 411 384 415 90 171 255 33 

Reinanken 4 

Rotaugen 13.286 18.764 19.134 20.241 5.624 3.200 2.224 760 

Rutten 1.023 1.495 985 894 50 22 32 46 

Seider 851 842 760 855 210 210 165 72 

Schiede 141 115 104 117 252 78 

Schille 191 239 321 139 58 41 44 24 

Schleien 239 366 442 469 567 720 375 342 

Welse 11 14 10 7 8 2 

Zingel 44 56 90 26 32 

Bachsaiblinge 60 28 80 81 

Schratzen 227 12 

Regenbogenforellen 6 16 56 120 

Koppen 100 329 17 1 

Kaulbarsche 10 138 184 220 

Lauben 80 10 20 

Gründling 10 

Sterlet 1 

Zwergwelse, amerik. 103 401 

"Goldkarpfen" 1.150 

Steinbeißer 8 

Bitterlinge 44 

Bißgurn 310 

Anzahl der Fische (Stk.) 67.611 76.613 89.067 81.844 53.827 19.802 18.080 14.812 9.620 

Es sind nur wenige Angaben und die Endsumme bekannt 

* die Anlieferung der Bratfische ("Stöckerlfische") 

wurde für das Jahr 1951wegen der geringen 

Anlieferungen und nicht genau erfassten Anzahl 

hier nicht berücksichtigt.

nen. Genaue quantitative Angaben wurden 

von LORI (1871) nicht gemacht. Dominanz der 

rheophilen Cypriniden Nase und Barbe kann 

aber als sicher angenommen werden. Einerseits 

berichtet LORI von massenhaften Nasenfängen 

während der Laichzeit, andererseits bezeichnen 

HECKEL und KNER (1858) das Vorkommen 

beider Arten als „sehr gemein“. Auch zählten, 

laut Fischmarktbericht für die Jahrhundertwende 

(KERSCHNER, 1956), Nasen neben Rotaugen 

am Linzer Fischmarkt zu den am häufigsten 

angebotenen Fischarten. Die Tabelle 8.2 

wurde aus dem Bericht KERSCHNERs unverändert 

übernommen. Auf die Dominanz der Nase 

weist weiters das Angebot von „Bratfisch“ (geräucherte 

Nasen) hin. LORI führt Blaunase und 

Zobel als eher seltene Arten an. Das Vorkommen 

der Zope wird nur von SIEBOLD für die 

oberösterreichische Donau erwähnt (HECKEL 

und KNER, 1858; SIEBOLD, 1863; LORI, 1871). Die 

Donauperciden Schrätzer, Zingel und Streber 

sind in historischen Arbeiten über das Untersuchungsgebiet 

ausgewiesen, wobei HECKEL und 

KNER den Schrätzer und LORI den Zingel als 

häufiger gegenüber den anderen beiden Arten 

herausstreichen. 

8.3.2 Aktuelles Artenspektrum 

Die Donau, seit jeher für ihren Fischartenreichtum 

bekannt, weist auch aktuell eine hohe Artenzahl 

auf. Im Rahmen vorliegender Studie in 

den Jahren 1998/99 und der Voruntersuchung 

im Jahr 1989 werden insgesamt 51 Arten dokumentiert. 

Davon werden fünf Arten aktuell belegt, 

welche 1989 im Untersuchungsgebiet 

nicht nachgewiesen wurden. Dabei gelingt mit 

dem Fang des Semlings (Barbus peleponnensius) 

die „Neuentdeckung“ einer Art, welche seit 

den 60er Jahren in Österreich als verschollen 

gilt (ZAUNER, 1998). Mittlerweile sind weitere 

Funde dieser Art aus der Steiermark und Kärnten 

bekannt. Die weiteren vier Arten sind Donaukaulbarsch, 

Huchen, Kesslergründling und 

Blaubandbärbling. Interessant erscheint der 


Reproduktionsnachweis der Coregone, welche 

als standortfremde Art seit Jahrzehnten im 

Stauraum Aschach besetzt wird. 

Weit mehr als die Hälfte der im Stauraum 

Aschach dokumentierten Fischarten wird auf 

der Roten Liste (SPINDLER, 1997) ein Gefährdungsstatus 

zuerkannt. So gelten laut dieser Liste 

nicht weniger als neun Arten als „vom Aussterben 

bedroht“, d.h. das Überleben dieser 

Arten ist ohne das Setzen geeigneter Maßnahmen 

unwahrscheinlich. 

Die von der EU 1992 verabschiedete Flora- 

Fauna-Habitat-Richtlinie (FFH) nennt als 

Hauptziel die Erhaltung der biologischen Vielfalt. 

Zur Wiederherstellung oder Wahrung eines 

günstigen Erhaltungszustandes der natürlichen 

Lebensräume und der Arten von gemeinschaftlichem 

Interesse sind besondere Schutzgebiete 

auszuweisen. Nicht weniger als neun 

aktuell im Stauraum Aschach nachgewiesene 

Fischarten werden im Anhang II dieser Richtlinie 

als solche Arten von gemeinschaftlichem 

Interesse angeführt. Dieser hohe Anteil gefährdeter 

Fischarten war schlussendlich auch 

mitentscheidend für die Nominierung des Oberen 

Donautals als NATURA 2000-Gebiet. 

8.3.3 Einteilung des Artenspektrums 

nach ökologischen Gilden 

Lebensraumcharakteristika wie Flussbettausgestaltung, 

Wassertemperatur, Fließgeschwindigkeit 

und Substrat sind wesentliche Faktoren, 

welche für die Entwicklung einer flusstypischen 

Fischfauna verantwortlich sind. Neben 

den günstigen Verhältnissen hinsichtlich oben 

genannter Faktoren, verdankt die Donau ihren 

Fischartenreichtum auch der geographischen 

Lage als Verbindungsachse zwischen West und 

Ost. Abgesehen von vielen Arten mit weiter 

Verbreitung in Europa kommen hier auch eine 

Anzahl von Fischen vor, die nur im Donaugebiet 

leben. Die hohe Zahl von Arten erklärt 

sich in der Vielfalt der Einzellebensräume, welche 

von den verschiedensten Arten besiedelt 

43


Tab. 8.3: Historische (LORI, 1871) und aktuelle Fischartenliste (1989 und 1999) des Oberen Donautals, Gefährdungsgrad nach der 

Roten Liste (SPINDLER, 1997) sowie Auflistung nach der FFH-Richtlinie (1992). 

Name wissenschaftlicher Name Abkürzung 

44 

Passau LORI 

(1871) 

Fischökologische Studie 

Oberes Donautal und akutelle 

Studie (1990 und 1999) Rote Liste – Status 1997 FFH-Art 

Petromyzonidae 

Bachneunauge 

Acipenseridae 

Lampetra planeri La.pl. x gef., st. gef. oder v.A.b.? 

Sterlet 

Anguillidae 

Acipenser ruthenus Ac.ru. x x vom Aussterben bedroht 

Aal 

Esocidae 

Anguilla anguilla An.an. x vom Aussterben bedroht 

Hecht 

Coregonidae 

Esox lucius Es.lu. x x gefährdet 

Coregone 

Thymallidae 

Coregonus sp. Co.sp. x gef., st. gef. oder v.A.b.? 

Äsche 

Salmonidae 

Thymallus thymallus Th.th. x x gefährdet 

Huchen Hucho hucho Hu.hu. x x vom Aussterben bedroht x 

Bachforelle Salmo trutta forma fario Sa.tr.f.f. x x nicht zuordenbar 

Seeforelle Salmo trutta forma lacustris Sa.tr.f.l. x gef., st. gef. oder v.A.b.? 

Bachsaibling Salvelinus fontinalis Sa.fo. x 

Regenbogenforelle 

Cyprinidae 

Oncorhynchus mykiss On.my. x 

Brachse Abramis brama Ab.br. x x 

Zope Abramis ballerus Ab.ba. x stark gefährdet 

Zobel Abramis sapa Ab.sa. x x gefährdet 

Schneider Alburnoides bipunctatus Al.bi. x x gefährdet 

Laube Alburnus alburnus Al.al. x x 

Schied Aspius aspius As.as. x x gefährdet x 

Barbe Barbus barbus Ba.ba. x x gefährdet 

Semling Barbus peleponnensius Ba.pe. x ausgestorben oder verschollen x 

Güster Blicca bjoerka Bl.bj. x x 

Karausche Carassius carassius Ca.ca. x stark gefährdet 

Giebel Carassius autatus gibelio Ca.au.gi. x 

Nase Chondrostoma nasus Ch.na. x x gefährdet 

Graskarpfen, Amur Ctenopharyngodon idella Ct.id. x 

Karpfen Cyprinus carpio Ca.ca. x x vom Aussterben bedroht 

Weißflossengründling Gobio albipinnatus Go.al. x x 

Gründling Gobio gobio Go.go. x x 

Kesslergründling Gobio kessleri Go.ke. x vom Aussterben bedroht 

Aitel Leuciscus cephalus Le.ce. x x 

Nerfling Leuciscus idus Le.id. x x stark gefährdet 

Hasel Leuciscus leuciscus Le.le. x x 

Sichling, Ziege Pelecus cultratus Pe.cu. x x potentiell gefährdet 

Elritze Phoxinus phoxinus Ph.ph. x x gefährdet 

Rotauge Rutilus rutilus Ru.ru. x x 

Frauennerfling Rutilus pigus virgo Ru.pi.vi. x x vom Aussterben bedroht x 

Rotfeder Scardinius erythrophthalmus Sc.er. x potentiell gefährdet 

Schleie Tinca tinca Ti.ti. x x potentiell gefährdet 

Blaunase, Russnase Vimba vimba Vi.vi. x x gefährdet 

Blaubandbärbling 

Cobitidae 

Pseudoraspora parva Ps.pa. x 

Schlammpeitzger Misgurnus fossilis Mi.fo. x x vom Aussterben bedroht x 

Schmerle 

Siluridae 

Noemacheilus barbatulus No.ba. x x 

Wels 

Gadidae 

Siluris glanis Si.gl. x x stark gefährdet 

Aalrutte 

Gasterosteidae 

Lota lota Lo.lo. x x stark gefährdet 

Dreistacheliger Stichling 

Cottidae 

Gasterosteus aculeatus Ga.ac. x 

Koppe 

Percidae 

Cottus gobio Co.go. x x x 

Flussbarsch Perca fluviatilis Pe.fl. x x 

Kaulbarsch Gymnocephalus cernua Gy.ce. x x 

Donaukaulbarsch Gymnocephalus baloni Gy.ba. x 

Schrätzer Gymnocephalus schraetser Gy.sc. x x potentiell gefährdet x 

Zander Stizostedion lucioperca St.lu. x x 

Streber Zingel streber Zi.st. x x vom Aussterben bedroht x 

Zingel 

Gobiidae 

Zingel zingel Zi.zi. x x potentiell gefährdet x 

Marmorgrundel Protherorinus marmoratus Pr.ma. x

werden. Der Hauptfluss, Nebenarme, Altarme, 

Tümpel etc. bieten Fischen mit unterschiedlichsten 

Ansprüchen entsprechende Lebensräume. 

Auch im Oberen Donautal zwischen 

Passau und Aschach waren derartige Lebensräume 

vorzufinden. Trotz der Enge des Tales 

konnte sich die Donau in einigen Bereichen in 

mehrere Arme aufteilen, Inseln formen und 

großflächige Schotterbänke ausbilden. 

In Tab. 8.4 werden die Arten der Donau 

nach dem Klassifizierungsschema der österreichischen 

Flussfischfauna (ZAUNER & EBERSTALLER, 

1999) aufgelistet. Als Klassifizierungskriterien 

werden dabei die drei Parameter: generelle 

Strömungspräferenz adulter und juveniler Individuen, 

Fließgeschwindigkeitsverhältnisse am 

Laichplatz und Strukturgebundenheit herangezogen. 

Somit sind die Arten von oben nach 

unten mit abnehmender Rheophilie dargestellt. 

Die Fischarten des Untersuchungsgebietes 

setzen sich ca. 50 % aus Arten zusammen, welche 

zumindest während eines gewissen Lebensstadiums 

an fließende Gewässerabschnitte 

gebunden sind. 

Ein Großteil der donautypischen Fischarten 

findet sich in der ökologischen Gruppe rheophiler 

Arten wider. Der Lebenszyklus vieler 

dieser Arten spielt sich ausschließlich im 

Hauptstrom ab (Nase, Barbe, Frauennerfling, 

Perciden, Gobios etc.). Für ihre Jugendentwicklung 

sind sie je nach Art und Lebensstadium 

an unterschiedliche Uferzonen gebunden. 

Vor allem Flachwasserzonen, welche bei wechselnden 

Wasserständen einen Gradienten von 

Strömungsgeschwindigkeit und Nahrungsangebot 

darbieten, stellen wertvolle Reproduktions- 

und Brutareale dar. Die Dominanz rheo- 


Legende zu Tab. 8.3: 

ausgestorben oder verschollen: Trotz Suche, kein Nachweis einer Population innerhalb der letzten 10 Jahre 

Vom Aussterben bedroht: Das Überleben der Art ist ohne das Setzen geeigneter Maßnahmen unwahrscheinlich 

Stark gefährdet: Kleine Populationen und/oder im gesamten heimischen Verbreitungsgebiet signifikant rückläufig 

Gefährdet: Regionaler Rückgang oder lokal verschwunden 

Potentiell gefährdet: Kleine Populationen am Rande ihres Verbreitungsgebietes oder inselhaftes Vorkommen, 

gute Bestände sind selten und bei Intensivierung der anthropgenen Eingriffe gefährdet 

Gefährdungsgrad nicht genau bekannt: Eine Gefährdung liegt mit Sicherheit vor. Eine exakte Zuordnung zu einer der Kategorien 1-3 ist 

nach derzeitigem Wissenstand nicht möglich. 

Nicht genügend bekannt: Es liegen zu wenige Informationen über die natürliche Entwicklung der autochthonen Bestände vor. 

Eine Gefährdung wird vermutet. 

philer Arten im Stauwurzelbereich ist Ausdruck 

der abiotischen Verhältnisse in diesem Donauabschnitt. 

Der Stauwurzelbereich ist im gesamten 

Stauraum jener Abschnitt, welcher die naturnächsten 

Rahmenbedingungen aufweist. Innerhalb 

der Gruppe rheophiler Fische, deren 

gesamter Lebenszyklus sich im Hauptfluss abspielt, 

bevorzugen einige Arten (Schrätzer, Zobel, 

Blaunase) mäßig strömende Abschnitte. 

Diese Arten spielen in der Artenassoziation des 

Stauraumes eine wesentliche Rolle, da sie mit 

den Lebensraumbedingungen in Stauhaltungen 

gut zurecht kommen. 

Einzig die Gruppe der Limnophilen („Stillwasserliebenden“) 

ist mit vergleichsweise geringen 

Anteilen vertreten. Dies erklärt sich vor 

allem dadurch, dass die Erhebungen ausschließlich 

im Hauptstrom stattfinden und größere 

Bereiche mit Nebengewässercharakteristik 

im unmittelbaren Nahbereich nicht vorzufinden 

sind. 

Das Vorkommen derartiger Gewässerlebensräume 

fördert eine entsprechende Zönose, wie 

die Ergebnisse der Voruntersuchung zeigen, in 

der auch zwei größere Nebengewässersysteme 

beprobt werden. Beide liegen flussab des Untersuchungsgebietes, 

ersteres in der Schlögener 

Schlinge, ca. 15 km flussab von Engelhartszell, 

zweiteres, das Biotop Windstoss, noch 

weitere 20 km flussab. In diesen Bereichen gelingt 

der Nachweis von zwei Vertretern aus der 

Gruppe der Limnophilen: Rotfeder Scardinius 

erythrophtalmus und Schlammpeitzger Misgurnus 

fossilis. Trotz des nur punktuellen Vorhandenseins 

derartiger Stillwasserzonen weist das 

Vorkommen dieser beiden Arten auf das hohe 

Besiedlungspotential der Donau hin. 

45


Tab. 8.4: Klassifizierungsschema der österreichischen 

Flussfischfauna (ZAUNER & EBERSTALLER, 1999). 

46 

rheophil 

oligorheophil 

indifferent 

limnophil 

Arten ohne Strukturbezug 

rheophil 

rheopar 

oligorheophil 

rheopar 

oligorheophil 

euryopar 

indifferent 

rheopar 

indifferent 

euryopar 

oligorheophil 

limnopar 

indifferent 

limnopar 

limnophil 

limnopar 

Arten mit geringem Strukturbezug 

Streber 

Steingressling 

Nase 

Barbe 

Äsche 

Frauennerfling 

Kesslergründling 

Huchen 

Strömer 

Hausen 

Sternhausen 

Waxdick 

Schneider 

Weißflossengründling 

Semling 

Gründling 

Schmerle 

Bachforelle 

Bachsaibling 

Koppe 

Blaunase 

Zobel 

Sterlet 

Glattdick 

Zingel 

Schrätzer 

Goldsteinbeißer 

Steinbeißer 

Zope 

Schied 

Graskarpfen 

Hasel 

Regenbogenforelle 

Laube 

Brachse 

Rotauge 

Flussbarsch 

Tolstolob 

Marmorkarpfen 

Elritze 

Blaubandbärbling 

Güster 

Nerfling 

Zander 

Kaulbarsch 

Wolgazander 

Aitel 

Aalrutte 

Wels 

Aal 

Marmorgrundel 

Kesslergrundel 

Donaukaulbarsch 

Sichling 

Karpfen 

Giebel 

Hecht 

Rotfeder 

Karausche 

Bitterling 

Moderlieschen 

Sonnenbarsch 

Schleie 

Dreistacheliger Stichling 

Neunstacheliger Stichling 

Hundsfisch 

Schlammpeitzger 

Arten mit hohem Strukturbezug

8.4 Artenvergesellschaftung 

8.4.1 Artenvergesellschaftung im 

gesamten Untersuchungsabschnitt in den 

Jahren 1989 und 1999 

Im Jahr 1989 wird die Artenassoziation der 

Uferzonen (Abb. 8.1) vom Aitel mit 36,7 % dominiert. 

Rheophile Elemente nehmen in dieser 

Artenassoziation vergleichsweise geringe Anteile 

ein. Auffallend ist vor allem der geringe 

Anteil der Nase. Blaunase, Hasel, Barsch und 

Aal sind in etwa mit gleich hohen Anteilen vertreten. 

Diese Artenvergesellschaftung spiegelt 

sehr deutlich die uferstrukturelle Situation des 

Stauwurzelbereiches wider. Das Fehlen typischer 

Habitate für Kieslaicher lässt sich gut ableiten. 

Eine Trendwende ist in der Artenassoziation 

1999 erkennbar. Die aktuelle Artenverteilung 

wird von der Leitfischart der österreichischen 

Donau, der Nase, deutlich dominiert, die einen 

Anteil von 27 % aufweist. Neben dieser strömungsliebenden 

Art weist auch das indifferente 

Aitel mit mehr als 15 % noch hohe Anteile 

auf. Die nächsthäufigsten Arten sind 

Flussbarsch, Bachforelle, Hasel, Aal und Barbe 

in Prozent 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Ru.pi. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Sa.tr.f.l. 

Sa.fo. 

Co.go. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

Si.gl. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Pe.cu. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Co.sp. 


mit Anteilen an der Artenvergesellschaftung 

zwischen 5 und 8 %, während alle weiteren 

Arten deutlich geringere Anteile einnehmen. 

Dieser erste grobe Vergleich aller Strecken, unveränderter 

und veränderter, weist bereits auf 

positive Beeinflussung hin. 

Diese Veränderungen bei einzelnen Arten 

sind sehr unterschiedlich ausgeprägt, neben 

starken Zunahmen bei Bachforelle (2 auf 

6,5 %), Schrätzer (0,5 auf 2,6 %) oder Aalrutte 

(0 auf 1,2 %) sind auch deutliche Abnahmen zu 

beobachten. So nimmt u.a. die Blaunase deutlich 

(siehe Kapitel Saisonalität), die Hasel weniger 

stark ab. 

Neben den schon vorhin erwähnten Zunahmen 

einzelner Arten ist natürlich der massive 

Anstieg der Nase besonders hervorzuheben. 

Die Nase wird 1989 mit einem Anteil von nur 

3% dokumentiert, weist aber nach Realisierung 

der Strukturierungsmaßnahmen die größte 

Zunahme (27 %) auf. 

36,7 

1989 

1999 

Abb. 8.1: Prozentuelle Artenverteilung 

aller 20 Untersuchungsstrecken 

in den 

Jahren 1989 (3 Termine) 

und 1998/99 (4 Termine) 

ohne Berücksichtigung der 

Laube. Die Arten sind nach 

der Rheophilie gereiht, wobei 

links die Arten mit der 

höchsten Strömungspräferenz 

stehen, rechts die „Ruhigwasser 

liebenden“ (stagnophilen) 

Arten. Diese Anordnung 

wird auch bei allen 

folgenden Artenverteilungen 

berücksichtigt. 

Abkürzungen der Arten 

siehe Tab. 8.3 

47


in Prozent 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Diese grundlegenden Veränderungen in den 

Artenvergesellschaftungen lassen sich auch bei 

Darstellung in Rheophilieklassen anhand des 

Klassifizierungsschemas (Abb. 8.2) erkennen. 

Deutlich ist eine Entwicklung, weg von der 

Dominanz Indifferenter, hin zu einer „rheophilen“ 

Fischartenvergesellschaftung ersichtlich. 

Dabei gilt der Augenmerk vor allem der Gruppe 

rheophil/rheopar, zu der Arten wie Nase 

und Barbe gehören. Auch Bachforelle, Koppe 

oder Gründling zählen zu dieser Gruppe. Alle 

diese präferieren als Adulte Bereiche mit hohen 

Strömungsgeschwindigkeiten sowohl als 

Lebensraum als auch als Laichhabitate, die in 

Form der neugeschaffenen Schotterstrukturen 

nun im Untersuchungsabschnitt existieren. 

48 

rheophil rheopar 

Nase 

1989 

1999 

Barbe 

Abb. 8.2: Prozentueller Anteil der Gruppe rheophil/rheopar 

sowie von Nase und Barbe an den Artenverteilungen im gesamten 

Untersuchungsabschnitt in den Jahren 1989 und 

1999 mit Berücksichtigung der Laube. 

in Prozent 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Ch.na. Ba.ba. Sa.tr. Ab.sa. Gy.sc. Le.le. Pe.fl. St.lu. An.an. Le.ce. 

So ist auch der signifikante Anstieg dieser 

Gruppe um mehr als das Doppelte mit den 

Strukturierungsmaßnahmen gut zu erklären. 

Obwohl in oben stehender Abbildung auch der 

indifferente Massenfisch Laube berücksichtigt 

ist, fällt der Zuwachs hoch aus. Dabei zeigen 

die Leitarten der Donau sehr unterschiedliche 

Entwicklungen. Während die Nase den bei 

weitem höchsten Anstieg zu verzeichnen hat, 

bleibt die Barbe, trotz ähnlicher Ansprüche, in 

etwa gleich stark vertreten. 

8.4.1.1 Saisonalität 

Eine spezifische Eigenschaft von Fischartenvergesellschaftungen 

sind ihre Fluktuationen im 

Jahresverlauf. Dabei spielen vor allem autökologische 

Ansprüche der einzelnen Arten eine 

zentrale Rolle. Als vagile Organismen führen 

Fische im saisonalen Verlauf Standortwechsel 

und weitläufige Migrationen durch. Auslöser 

dafür können beispielweise Reproduktion, 

Aufsuchen von Wintereinständen etc. sein. 

Im Rahmen der aktuellen Erhebungen werden 

an vier Terminen Befischungen durchgeführt, 

um einerseits die Saisonalität der Fischvergesellschaftungen 

zu beschreiben, andererseits 

um im Jahresverlauf alle Arten auch weitgehend 

zu erfassen. 

Erwartungsgemäß sind große Schwankungen 

in den Anteilen einzelner Arten zu dokumentieren, 

die u.a. auch artspezifische Anpassungen 

an die sich ändernden Bedingungen im 

Jahresverlauf darstellen (Abb. 8.3). 

Oktober 

August 

Juni 

April 

Abb. 8.3: Prozentuelle Anteile 

der 10 häufigsten Arten in 

den Jahren 1998/99 im Jahresverlauf.

So fällt der hohe Anteil der Bachforelle im 

zeitigen Frühjahr mit ca. 20 % auf, der an keinem 

weiteren Termin mehr dokumentiert wird. 

Eine derartige Veränderung im Jahresverlauf 

tritt auch im Umgehungsbach des Donaukraftwerkes 

Freudenau (EBERSTALLER et. al., 2001) auf 

und weist damit auf die vergleichsweise hohe 

Aktivität der Bachforelle auch in der kalten Jahreszeit 

hin (Abb. 8.4). 

in Prozent 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

20,8 

April 

Juni 

August 

FAH Freudenau 

Aschach 

Oktober 

Abb. 8.4: Vergleich der prozentuellen Anteile der Bachforelle 

an 4 Terminen im Jahresverlauf im Stauwurzelbereich Aschach 

und im Umgehungsgerinne beim Kraftwerk Freudenau/Wien. 

Andere Arten, wie z.B. Zobel oder Schrätzer, 

zwei typische Frühjahrslaicher, werden erst bei 

entsprechend höheren Wassertemperaturen in 

den Uferzonen dieses Donauabschnittes belegt. 

Auch hier zeigt der Vergleich mit dem 

Umgehungsbach des Donaukraftwerkes Freudenau 

zeitgleiche Aktivität. 

in Prozent 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Juni 

Juli 

September 

Abb. 8.5: Vergleich der prozentuellen Anteile der Blaunase an 

3 Terminen im Jahresverlauf. 


Dass das vermehrte Auftreten in den Uferzonen 

artspezifisch sehr unterschiedlich sein 

kann, zeigt das Beispiel der Blaunase 

(Abb. 8.5). Diese Art wird 1989 noch in höheren 

Anteilen gefangen und zählt damals mit 

9% zu den häufigsten Arten. Dabei zeigt dieser 

Cyprinide einen ausgeprägten Jahresverlauf. 

Liegt der Anteil im Juni und Juli jeweils unter 

4%, steigt dieser im September auf über 20 % 

an. 

8.4.2 Artenvergesellschaftung in den 

unveränderten Strecken vor und nach 

Strukturierung 

8.4.2.1 Gesamtartenverteilungen aller 

Strecken 

Im Untersuchungsabschnitt, der in insgesamt 

20 Befischungsstrecken unterteilt ist, bleiben 

im Zeitraum von 1989 bis zur vorliegenden 

Evaluierung 16 Strecken in struktureller und 

morphologischer Ausformung weitgehend unverändert. 

Trotz der monotonen Uferausformung 

des gesamten Stauwurzelbereiches lässt 

sich der Untersuchungsabschnitt in deutlich 

voneinander differenzierte Bereiche unterteilen. 

Diese umfassen sowohl stark angeströmte 

Abschnitte mit Felsuntergrund (Strecke 1) als 

auch kleine altarmähnliche Habitate (Hafen Luger). 

Insgesamt dominieren mäßig angeströmte 

Strecken mit blockwurfgesicherten Uferzonen. 

Trotz der relativen Konstanz in der Streckencharakteristik 

(Habitatausstattung, Strömungsverhältnisse 

etc.) zeigen sich auch in diesen 

Abschnitten Veränderungen in den Assoziationen, 

die aber keinen grundsätzlichen Wechsel 

in den Dominanzen bringen (Abb. 8.6). So ist 

zwar ein deutlicher Rückgang bei der häufigsten 

Art, dem Aitel, zu dokumentieren (von 38 

auf 22 %), die damit noch immer einen fast 

doppelt so hohen Anteil wie die nächsthäufigste 

Art aufweist. 

Im Gegensatz zur Gesamtgegenüberstellung 

der Untersuchungen (Kap. 8.4.1), in der auch 

49


in Prozent 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

die Daten der strukturierten Strecken integriert 

sind, werden hier bei der Gruppe der Rheophilen 

nur geringfügige Veränderungen beobachtet. 

So kann zwar auch in diesen Strecken die 

Nase ihren Anteil deutlich erhöhen. Die Verdoppelung 

auf 6 % fällt aber doch bei weitem 

geringer aus als ihr Ansteigen auf über 25 % im 

gesamten Abschnitt. 

Auffallend sind die hohen Anteile der Bachforelle, 

welche mit ca. 7 % häufigste rheophile 

Art ist. Dieser hohe Anteil dürfte auf den Einfluss 

einiger rhithraler Zubringer zurückzuführen 

sein, aus denen durch Abdrift und Abwanderung 

zahlreiche Forellen in die Donau gelangen. 

Auch in der Vorstudie wurden hohe Anteile 

der Bachforelle dokumentiert. Beim Vergleich 

der Artenverteilungen ist auch eine Zunahme 

beim Aal zu erkennen. Trotz Abweichungen 

liegen die Veränderungen im Bereich 

natürlicher Schwankungen. Die grundsätzlich 

unveränderte Assoziation weist auf konstante 

Rahmenbedingungen in den unveränderten 

Strecken hin. 

50 

1989 n = 2182 

1999 n = 1666 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Ru.pi. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Sa.tr.f.l. 

Sa.fo. 

Co.go. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Pe.cu. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Co.sp. 

37,9 

Abb. 8.6: Prozentuelle 

Artenverteilungen aller 

unveränderter Strecken in 

den Jahren 1989 und 

1999. 

8.4.2.2 Artenverteilung einzelner 

unveränderter Strecken 

Wie auch in der zuvor dargestellten Gesamtartenverteilung 

der morphologisch unveränderten 

Strecken zeigt auch die differenzierte Betrachtung 

der Einzelstrecken keine grundlegende 

Änderung der Fischassoziationen. Zwar 

treten in den Einzelstrecken größere Veränderungen 

als in der Gesamtbetrachtung auf, die 

Abweichungen in der Artenzusammensetzung 

bleiben aber auch hier weitgehend im Bereich 

natürlicher Bestandesveränderungen. 

Da die Beschreibung der aktuellen Artenverteilungen 

aller Einzelstrecken den Rahmen vorliegender 

Studie sprengen würde und auch 

nicht zielführend ist, werden im Weiteren die 

fischökologischen Verhältnisse zweier charakteristischer 

Strecken (Strecke 1 und 12) und 

ihre Veränderungen beschrieben. 

Strecke 1 (Strom-km 2203,1-2202,5) beginnt 

ca. 100 m unterhalb des KW Jochensteins am 

rechten Ufer und weist den geringsten Staueinfluss 

auf. Die Strecke zeichnet sich durch grobblockiges 

Substrat sowie vergleichsweise hohe 

Fließgeschwindigkeiten auf. 

Strecke 12 (Strom-km 2201,1-2200,0) liegt 

linksufrig und weist felsigen Untergrund mit 

eingelagertem Schotter auf. Die direkten Ufer-

in Prozent 

45,00 

40,00 

35,00 

30,00 

25,00 

20,00 

15,00 

10,00 

5,00 

0,00 

in Prozent 

35,00 

30,00 

25,00 

20,00 

15,00 

10,00 

5,00 

0,00 

1989 n = 299 

1999 n = 252 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Ru.pi. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Sa.tr.f.l. 

Sa.fo. 

Co.go. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Pe.cu. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Co.sp. 

1989 n = 270 

1999 n = 131 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Ru.pi. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Sa.tr.f.l. 

Sa.fo. 

Co.go. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Pe.cu. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Co.sp. 

bereiche beider Strecken sind mit Blocksteinen 

gesichert. 

Von den unveränderten Einzelstrecken weist 

die Strecke 1 die größten Abweichungen im 

Verlauf der letzten zehn Jahre auf (Abb. 8.7). 

Diese konzentrieren sich auf die zwei Arten 

Nase und Aitel. So fällt einerseits die massive 

Zunahme des Kieslaichers Nase von 2 % auf 

weit über 25 % auf. Gleichzeitig verliert die bisher 

häufigste Art, das Aitel, massiv (von über 


Abb. 8.7: Prozentuelle Artenverteilungen 

in der 

Strecke 1 (1989 und 1999). 


in der 

Strecke 12 (1989 und 

1999). 

40 % auf unter 20 %), bleibt damit aber trotzdem 

immer noch zweithäufigste Art. 

Da diese massiven Veränderungen in den 

Vergesellschaftungen trotz der Konstanz der 

strukturellen Ausformung auftreten und in diesem 

Ausmaß auch nur in dieser Strecke beobachtet 

werden, dürfte dies auf Einflüsse aus 

den Strukturierungsbereichen herrühren. Die 

oftmaligen Beprobungen schließen saisonale 

Bestandesschwankungen aus. Weiters spre- 

51


chen auch die autökologischen Ansprüche der 

Nase für diese Überlegung. Diese rheophile Art 

ist für ihre hohe Mobilität bekannt und führt 

nicht nur zur Laichzeit weite Wanderungen 

durch. Beispielsweise konnte STEINMANN et. al 

(1937) im Untersuchungsgebiet mit Hilfe von 

Markierungen Migrationen der Nase von über 

100 km belegen. So ist es auch erklärbar, dass 

es durch die Unterbrechung des Gewässerkontinuums 

zu einem Staueffekt am Kraftwerk 

kommt, was das gehäufte Auftreten in der 

Strecke 1 unmittelbar unterhalb des Kraftwerkes 

erklärt. 

Während die fischökologischen Verhältnisse 

im gesamten Untersuchungsabschnitt deutlich 

die Fischregion des Epipotamals indizieren, 

treten gerade in dieser Strecke auch verstärkt 

hyporhithrale Elemente auf. So werden Äsche 

und Huchen in dieser Strecke belegt. Auch ein 

dritter Vertreter des Hyporhithrals, der Schneider, 

kommt vermehrt hier vor. Dies erklärt sich 

auch mit allfälligen Staueffekten bzw. den hohen 

Fließgeschwindigkeiten. 

Die Strecke 12 beginnt ca. 1,5 km flussab 

und weist bereits stärkeren Staueinfluss auf. 

Aus morphologischer Sicht ist sie durchaus mit 

Strecke 1 vergleichbar. 

52 

Aktuell ist in dieser Strecke der Aal die häufigste 

Art, der seinen Anteil von 1989 auf 1999 

auf in etwa 22 % verdoppeln kann. Das Aitel, 

bisher dominierend, liegt mit ebenfalls über 

20 % nur knapp dahinter. Bis auf die Bachforelle 

(aktuell 7 %) sind Vertreter der Rheophilen 

deutlich unterrepräsentiert. Die Barbe, vor 

zehn Jahren mit 17 % noch zweithäufigste Art, 

weist derzeit nur mehr einen Anteil von ca. 2 % 

auf. Ebenfalls massiv verliert die Blaunase. 

Die Betrachtung der Anteile verschiedener 

Rheophilieklassen an den Vergesellschaftungen 

einzelner Strecken zeigt, dass trotz der 

deutlichen Zu- bzw. Abnahmen einzelner Arten 

keine großen Veränderungen der fischökologischen 

Verhältnisse auftreten. In nachfolgender 

Abbildung sind neben den zwei schon 

oben beschriebenen Strecken 1 und 12 noch 

zwei weitere, Strecke 2 und 20, dargestellt. 

So zeigt sich bei Strecke 1 mit einer deutlichen 

Zunahme der Nase auch ein deutliches 

Ansteigen der Rheophilen, der mit einem 

Rückgang der Indifferenten verbunden ist. In 

der unmittelbar flussabliegenden Stecke 2 stellt 

sich die Situation ganz anders dar. Hier kommt 

es nur zu einer geringen Reduktion der Dominanz 

Indifferenter, während alle anderen 

Abb. 8.9: Prozentuelle Anteile 

der ökologischen 

Gruppen in 4 Untersuchungsstrecken 

(1989 und 

1999).

Rheophilieklassen deutlich unterrepräsentiert 

bleiben. Damit wird die Theorie des Ansteigens 

der Rheophilen in Strecke 1 durch den 

Staueffekt verstärkt. 

Auch in den beiden anderen Strecken ist 

eine Vorherrschen der indifferenten Arten, vertreten 

vor allem durch Aitel und Aal, zu belegen. 

Geringfügige Veränderungen liegen im 

Bereich natürlicher Schwankungen und weisen 

nicht auf grundlegende Veränderungen der 

fischökologischen Verhältnisse hin. 

Zusammenfassend kann die Situation in den 

unveränderten Strecken wie folgt beurteilt werden. 

Beim Vergleich der aktuellen Datensätze 

mit denen der Vorstudie zeigt sich, dass die 

Assoziationen in den durch Strukturierungsmaßnahmen 

nicht betroffenen Strecken nur 

unwesentliche Abweichungen aufweisen. Verschiebungen 

in einigen Teilbereichen erklären 

sich mit positiven Einflüssen aus den strukturierten 

Strecken. 

8.4.3 Fischartenverteilungen in den neu 

strukturierten Strecken 

In vier Strecken des Untersuchungsabschnittes 

werden im Zeitraum zwischen 1989 und 

1998/99 Maßnahmen gesetzt, die als Ziel die 

Verbesserung der strukturellen Ausstattung des 

Lebensraumes haben. Im Folgenden werden 

anhand verschiedener Kriterien die Effekte dieser 

Strukturierungen diskutiert, wobei eine Differenzierung 

der Strecken auf Grund der Gestaltungsmaßnahmen 

erfolgt. Zuerst werden 

die als Schotterstrukturen ausgeformten Strekken 

5, 15 und 17 dargestellt. Strecke 7, durch 

den Bau einer Hakenbuhne ökologisch aufgewertet, 

wird getrennt dargestellt und diskutiert. 

Im Anschluss werden Zusammenhänge zwischen 

Ufer- bzw. Sohlsubstrat und Fischvergesellschaftung 

erörtert. 

Neben Artenzusammensetzung und Bestandeswerten 

ist auch die Zahl der gefangenen 

Individuen ein Beurteilungskriterium. So zeigt 

sich in den vier Maßnahmenstrecken ein massi- 


ver Anstieg der Individuenzahlen. Werden 

1989 in den Strecken 5, 7, 15 und 17 im Zuge 

der Elektrobefischungen insgesamt nur 463 Individuen 

gefangen, so steigt 1998/99 die Zahl 

der hier dokumentierten Fische deutlich auf 

1472 Individuen an. Noch positiver fällt diese 

Veränderung bei Betrachtung der 16 unveränderten 

Strecken auf. Hier sinkt die Zahl der bei 

den Elektrobefischungen gefangenen Individuen 

deutlich von 2182 im Jahr 1989 auf 1666 Individuen 

im Jahr 1998/99 (Werte ohne Lauben). 

8.4.3.1 Schotter- 

Strukturierungsmaßnahmen 

Gesamtartenverteilungen 

Anhand der Gesamtartenverteilung (Abb. 8.10) 

sind die massiven Veränderungen zu sehen, 

denen die fischökologischen Verhältnisse in 

den strukturierten Bereichen unterlagen. So ist 

vor allem der Anstieg der Nase bemerkenswert, 

welche aktuell einen Anteil von 57,8 % erreicht 

und damit im Vergleich zur Situation 1989 ihren 

Anteil mehr als verzehnfachen kann. In 

den unveränderten Strecken liegt ihr Anteil aktuell 

dagegen nur bei 6 %. Mit diesem Wert erreicht 

die Leitart der österreichischen Donau 

zumindest in den Strukturierungsbereichen ihrem 

ursprünglichen Status entsprechende Anteile. 

Doch auch andere rheophile Arten, wie 

Äsche, Huchen oder Weißflossengründling, 

weisen im Vergleich zur Referenzsituation höhere 

Anteile auf. Einzig bei der Barbe ist ein 

entgegengesetzter Trend zu verzeichnen. Der 

Anteil dieser Art sinkt von 9,6 auf 6,5 % ab, 

wobei zu bemerken ist, dass der Rückgang in 

den unveränderten Strecken deutlich stärker 

ausfällt. 

Auch in der Gruppe der „mäßig strömungsliebenden“ 

(oligorheophilen) kommt es zu Veränderungen. 

So weist der Schrätzer deutliche 

Zuwächse auf und liegt bei ca. 4 %. Andere 

Arten aus dieser Gruppe wiederum, wie Blaunase 

oder Hasel, weisen sinkende Prozentsätze 

auf, wobei durch den hohen Nasenanteil alle 

53


in Prozent 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

anderen Arten relativ unterrepräsentiert sind. 

Hier geben die Bestandeswerte (siehe Kapitel 

8.5) mehr Aufschluss. 

Massive Rückgänge sind bei zwei indifferenten 

Arten zu dokumentieren. Das Aitel, 1989 

noch mit über 31 % dominierendes Element in 

diesen Strecken, verliert massiv und weist aktuell 

nur mehr 5,5 % auf. Der stark strukturbezogene 

Aal wird fast gänzlich aus dem System 

verdrängt und sinkt von 14 auf 0,1 % ab. 

Gerade die Entwicklung von Aal und Aitel 

weist auf die veränderten Verhältnisse in diesen 

drei Strukturierungsstrecken hin. Durch die 

Wiederherstellung leitbildkonformer Strukturen 

werden diese beiden Arten aus dem System 

verdrängt, in dem sie ursprünglich nicht 

bzw. nur mit geringeren Anteilen vertreten waren. 

Mittels der Zuordnung der einzelnen Arten 

zu deren Rheophilieklassen kommen die Veränderungen 

im System besonders deutlich zum 

Ausdruck. 

Der aktuell hohe Anteil strömungsliebender 

Arten auf den neugeschaffenen Schotterstrukturen 

entspricht jenem der ursprünglichen Vergesellschaftung 

und weist auf die Akzeptanz 

54 

57,8 

1989 n = 351 

1999 n = 1243 

31,62 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Hu.hu. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

Si.gl. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

der Maßnahmen durch diese Gruppe hin. Auch 

der Rückgang der Indifferenten, welche keine 

spezifische Anpassung an die Lebensraumbedingungen 

auf den Schotterstrukturen aufweisen, 

und noch mehr der gleichbleibend geringe 

Anteil der Limnophilen entspricht ebenso 

den allgemeinen Kenntnissen hinsichtlich der 

Habitatpräferenzen der einzelnen Arten. 

in Prozent 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 


Gesamtartenverteilungen 

der strukturierten Strecken 

5,15 und 17 (1989 und 

1999). 

Abb. 8.11: Prozentuelle Anteile der ökologischen Gruppen in 

den Strukturierungsstrecken im Vergleich 1989 und 1999.

Diskussion einzelner 

Strukturierungsabschnitte 

Strecke 5 – Fallau 

Die abiotischen sowie die biotischen Verhältnisse 

in der rechtsufrig gelegenen Strecke 5 

werden durch die niveaugleiche Mündung des 

Fallauerbaches geprägt. Dieser mündet auf einem 

neugeschaffenen Schwemmkegel, der 

flussab in eine Bucht mit einer daran anschließenden 

Schotterbank übergeht. 

Der Vergleich der Artenvergesellschaftungen 

vor und nach Bau der Strukturen zeigt deutlich 

divergierende Verhältnisse. Mit Ausnahme der 

Barbe zeigen alle Rheophilen Zuwächse, wobei 

neben der Nase mit ca. 60 % auch Äsche, 

Huchen, Weißflossengründling und Bachforelle 

zu dieser Gruppe zählen. Oligorheophile 

zeigen unterschiedliche Entwicklungen: Blaunase 

und Zobel nehmen ab, Zingel, Schrätzer 

und Hasel hingegen zu. Dabei scheint vor allem 

der Zuwachs der Hasel bemerkenswert, 

die in der Adultfischfauna aller anderen Strekken 

abnimmt. 

Neben dem massiven Rückgang des Aitels 

(ca. ein Zehntel des ursprünglichen Wertes) 

und dem völligen Fehlen des Aals, ist das verstärkte 

Auftreten des Zanders bemerkenswert. 

in Prozent 

57,7 

40,00 

35,00 

30,00 

25,00 

20,00 

15,00 

10,00 

5,00 

0,00 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Hu.hu. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

1989 n = 124 

1989 n = 303 

Gy.sc. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 


Von diesem Raubfisch werden vor allem juvenile 

Exemplare verstärkt dokumentiert. 

Die deutliche Aufwertung dieser Strecke 

durch die heterogene morphologische Ausformung 

sowie die niveaugleiche Bachmündung 

zeigt sich auch in der Zahl rheophiler Arten. 

Von 1989 auf 1998/99 erhöht sich diese von 

drei auf sieben. 

Strecke 15 – Kramesau 

Die Strecke 15 liegt am linken Donauufer und 

stellt die flächenmäßig größte und gleichzeitig 

auch strukturell heterogenste Maßnahme dar. 

In den wenigen Jahren seit Errichtung ergaben 

sich Umformungen (Inselabflachung, Verlandung 

von Buhnen, etc.). Trotzdem hat sich an 

der grundlegenden Ausformung dieses Bereiches 

seit dem Bau nichts Wesentliches verändert 

(siehe Kapitel 7). 

Wie schon in Strecke 5 treten auch hier 

massive Veränderungen in der Fischartenassoziation 

auf, die in ihren Verläufen große Übereinstimmung 

aufweisen. Diese Parallelen verstärken 

die Annahme einer grundsätzlichen 

positiven Entwicklung in derartigen Strukturierungsbereichen, 

zumal die Strecken einige 

Kilometer voneinander räumlich getrennt an 

gegenüberliegenden Ufern liegen. Weiters 

sind in den dazwischen liegenden Strecken 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

42,7 

Le.ce. 

An.an. 

Pr.ma. 

Es.lu. 

Ti.ti. 


in der 

Strecke 5 (1989 und 1999). 

55


in Prozent 

58,7 

40,00 

35,00 

30,00 

25,00 

20,00 

15,00 

10,00 

5,00 

0,00 

keine bzw. nur geringe Veränderungen zu dokumentieren. 

Auch in der Strecke 15 erhöht sich der Anteil 

der rheophilen Gruppe in einem vergleichbaren 

Ausmaß wie in Strecke 5. Die Nase ist hier 

mit 58,7 % die dominierende Art; 1989 weist sie 

nur ca. 2 % auf. Im Gegenzug kommt es zu 

einem massiven Rückgang von Aitel und Aal. 

Die beiden Arten wiesen 29 bzw. 25 % Anteil 

auf, zehn Jahre später sinkt ihr Anteil auf 6 

bzw. 0,1 %. Werden 1989 noch 36 Aale in dieser 

Strecke gefangen, kann 1999 nur mehr ein 

56 

Ch.na. 

Ba.ba. 

in Prozent 

50,9 

40,00 

35,00 

30,00 

25,00 

20,00 

15,00 

10,00 

5,00 

0,00 

Ch.na. 

Th.th. 

Hu.hu. 

Ba.ba. 

Go.al. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Vi.vi. 

Sa.tr. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Gy.sc. 

As.as. 

1989 n = 144 

1999 n = 824 

Le.le. 

Le.le. 

On.my. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Bl.bj. 

Pe.fl. 

Le.id. 

St.lu. 

Le.ce. 

An.an. 

Gy.ba. 

Cy.ca. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Individuum nachgewiesen werden. Mit 6 % ist 

das Aitel in dieser Strecke hinter Nase, Barbe 

und auch Hasel nur vierthäufigste Art. Erfreulich 

ist auch der Trend höherer Artenzahlen in 

der Klasse der Rheophilen. Huchen, Äsche und 

Gründling zählen beispielsweise in dieser 

Strecke dazu. 

Strecke 17 – Luger 

Die Strecke 17 ist im Gegensatz zu den beiden 

vorhin diskutierten vergleichsweise homogen 

in Form einer schmalen Schotterbank mit ge- 

1989 n = 83 1999 n = 116 

Le.id. 

St.lu. 

Le.ce. 

An.an. 

Es.lu. 

Ga.ac. 


Artenverteilungen in der 


1999). 


Artenverteilungen in der 


1999).

adliniger Uferführung und einheitlicher Höhenzonierung 

ausgebildet. Ausgedehnte flache 

Buchtbereiche und kleinräumige Verzahnungen, 

wie sie vor allem in Strecke 15 vorzufinden 

sind, fehlen. Mit einer Länge von 500 m ist 

diese Maßnahme jedoch die zweitlängste. 

Die aktuelle Fischvergesellschaftung in diesem 

Bereich zeigt eine in weiten Teilen gleichläufige 

Entwicklung wie in Strecke 5 und 15. 

Auch hier erreicht die Nase einen Anteil von 

51 % (1989: 8 %) und ist damit die klar vorherrschende 

Art. Die ursprünglich in diesem Bereich 

dominante Hasel verliert zwar deutlich an 

Anteilen, ist aber nach der Nase mit 13 % noch 

immer zweithäufigste Art. Neben Zuwächsen 

bei den meisten Rheophilen und zwei von drei 

Oligorheophilen sind Rückgänge bei den meisten 

Indifferenten nachzuweisen. Einige Arten 

dieser Klasse verschwinden gänzlich (z.B. Aal, 

Regenbogenforelle, Nerfling). Einzig der indifferente 

Hecht kommt neu hinzu. 

8.4.3.2 Strecken mit 

Nebengewässercharakter – Hakenbuhne 

Ein Großteil der Befischungsstrecken liegt 

direkt im Hauptabflussprofil der Donau und 

weist entsprechend dieser Lage in Abhängigkeit 

vom Abfluss vergleichbare Fließgeschwindigkeiten 

auf. Drei der insgesamt 20 Strecken 

in Prozent 

40,00 

35,00 

30,00 

25,00 

20,00 

15,00 

10,00 

5,00 

0,00 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Go.al. 

1989 n = 113 

1999 n = 229 

Go.go. 

Sa.tr. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Bl.bj. 

St.lu. 


weisen aktuell eine deutlich divergierende 

Charakteristik hinsichtlich Fließgeschwindigkeit 

und Einfluss des Wellenschlages auf, Strecke 

7, welche 1997 durch den Bau einer Hakenbuhne 

in ihrer Charakteristik verändert 

wurde und Strecke 10, ein stark verlandeter 

Altarmrest im Bereich der Ortschaft Oberranna 

(Strom-km 2196,0). Linksufrig liegt weiters bei 

Strom-km 2197,5 Strecke 19, der Hafen Luger. 

Strecke 7 

In der mittels Hakenbuhne umstrukturierten 

Strecke treten große Veränderungen auf, die 

vor allem indifferente bzw. mäßig strömungsliebende 

Arten betreffen. Von den insgesamt 

19 Arten, die in den beiden Untersuchungsperioden 

belegt werden, weisen 14 Arten Zunahmen 

auf bzw. werden nach Umstrukturierung 

erstmals nachgewiesen. Nur fünf Arten zeigen 

Abnahmen, die in ihrer Höhe sehr unterschiedlich 

ausfallen. Rheophile, hier durch Nase, Barbe, 

Weißflossengründling, Gründling und 

Bachforelle vertreten, bleiben in Summe etwa 

gleich. 

Den deutlichsten Zuwachs zeigt der 

Flussbarsch, ein typischer Vertreter der Indifferenten, 

der von 4 auf 22 % steigt. Auch der 

Zuwachs des Hechts weist auf die Charakteristik 

dieser Strecke hin, da dieser bevorzugt ste- 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

Si.gl. 

An.an. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 


in der 

Strecke 7 (1989 und 1999). 

57


hende Bereiche aufsucht und dort vermehrt 

nachzuweisen ist. 

Neben den Änderungen in der Artenzusammensetzung 

weisen auch die insgesamt höheren 

Fangzahlen auf eine erhöhte Attraktivität 

dieses Bereiches hin. 

Strecke 10 und 19 

Im Gegensatz zur Strecke 7 sind die Strecken 

10 und 19 bereits 1989 als strömungsgeschützte 

Bereiche zu charakterisieren und erfahren seither 

keine Veränderung in ihrer morphologischen 

und strukturellen Ausformung. Die abiotischen 

Rahmenbedingungen in diesen beiden 

Bereichen (Strecke 10 und 19) sind miteinander 

gut vergleichbar und werden daher zusammenfassend 

dargestellt. 

Die Lebensraumbedingungen in diesen Ruhigwasserbereichen 

begünstigen eine Vergesellschaftung, 

welche deutlich von Indifferenten 

geprägt ist. Im Gegensatz zu den Artenassoziationen 

im Hauptstrom ist das Aitel nur 

in vergleichsweise geringen Anteilen vertreten. 

Dominierende Art in beiden Untersuchungen 

ist der euryöke Flussbarsch, der Anteile bis 

28 % erreicht. Weitere häufige Indifferente sind 

Rotauge, Aitel und Hasel, wobei sich das Aitel 

entsprechend der Rolle als „typischster“ Ubi- 

in Prozent 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

58 

1989 n = 219 

1999 n = 392 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Ru.pi. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Sa.tr.f.l. 

Sa.fo. 

Co.go. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

Gy.ba. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

An.an. 

Pr.ma. 

Pe.cu. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Co.sp. 

quist auch hier zweit- bzw. dritthäufigste Art 

ist. Mit 12 % erreicht das Aitel allerdings nicht 

dieselbe Bedeutung wie im Hauptstrom. 

Daneben treten auch andere Charakterarten 

stehender Bereiche verstärkt auf. So ist der 

Hecht, ein optisch orientierter Räuber, mit Anteilen 

über 5 % zu belegen. Auch der Stichling, 

ein Pionierfisch, kommt in den Ruhigwasserbereichen 

häufig vor und ist aktuell vierthäufigste 

Art. 

Die Laube, welche in der Abbildung nicht 

dargestellt ist, wird wie im gesamten Untersuchungsabschnitt 

auch in den beiden Ruhigwasserbereichen 

in Schwärmen dokumentiert. Vor 

allem im Hafen Luger, der mit Tiefen bis zu 3 m 

bei Mittelwasser weit tiefgründiger als die 

Strecke 10 (max. 1 m) ist, wird die Laube massenhaft 

gefangen. 

Vergleich der Strecken 7, 10 und 19 

Die schon eingangs erwähnte Überstimmung 

der aktuellen fischökologischen Verhältnisse in 

der strukturierten Strecke 7 mit der Situation in 

den beiden „Nebengewässern“ des Untersuchungsgebietes 

wird noch deutlicher bei Zuordnung 

in ökologische Gruppen. 

So sind in diesen drei Strecken jeweils die 

Indifferenten mit Anteilen zwischen 60 und 


der Strecken 

10 und 19 (1989 und 

1999).

Abb. 8.17: Prozentuelle Anteile der ökologischen Gruppen an 

den Artenverteilungen in den Strecken 7, 10 und 19 (1999). 

90 % die dominierende Gruppe. In der Strecke 

7 ist mit ca. 20 % ein vergleichsweiser hoher 

Anteil der Rheophilen nachzuweisen, der in 

den beiden anderen Bereichen jeweils deutlich 

niedriger liegt (unter 10 %). Dies weist auf die 

innigere Vernetzung dieser Strecke mit dem 

Hauptstrom hin. Bereits bei erhöhtem Mittelwasser 

kommt es zu einem Überströmen der 

Hakenbuhne. Diese wechselnden Bedingungen 

schlagen sich auch in den niedrigen Anteilen 

der Limnophilen nieder. 

in Prozent 

100 

80 

60 

40 

20 

0 


8.4.3.3 Verteilung ausgewählter Arten in 

Abhängigkeit vom Sohlsubstrat 

Neben einer Vielzahl abiotischer Parameter 

spielt das Sohlsubstrat eine entscheidende Rolle 

für die Etablierung von Fischassoziationen. 

Neben der Funktion als unmittelbarer Lebensraum 

weist es einen wichtigen Stellenwert als 

Reproduktionsfläche, Nahrungsareal und Refugialraum 

auf. Vor Errichtung der Strukturierungsbereiche 

waren die ufernahen Sohlbereiche 

fast ausschließlich durch Blockwurf begrenzt. 

Zwar schließt in der Stauwurzel am Fuß 

der blockwurfbefestigten Böschung großteils 

die schottrige Ursohle an, doch ist diese meist 

mehrere Meter hoch überstaut und kann somit 

viele ihrer ursprünglichen ökologischen Funktionen 

kaum noch erfüllen. 

Im Zuge der Untersuchungen wurde bei der 

Festlegung der Befischungsstrecken auch auf 

Sohlverhältnisse im Uferbereich Rücksicht genommen. 

Bei den Befischungen wurde die unmittelbar 

beprobte Zone bezüglich des Sohlsubstrats 

klassifiziert. In den meisten Fällen ist 

eindeutige Zuordnung zu einem Substrattyp 

möglich, in einigen Fällen liegen Mischsubstra- 

Blockwurf/Geröll 

Schlamm 

Schotter 

Nase n = 834 Barbe n = 152 Barsch n = 254 Aitel n = 480 Aal n = 184 

Blockwurf/Geröll 11,15 30,26 35,04 55,63 79,89 

Schlamm 2,64 9,87 59,45 28,13 18,48 

Schotter 86,21 59,87 5,51 16,25 1,63 

Abb. 8.18: Prozentuelle Verteilung verschiedener Fischarten auf unterschiedlichen Substrattypen im Uferbereich. 

59


te vor. Nachfolgend werden ausgewählte Arten 

mit unterschiedlichen autökologischen Ansprüchen 

diskutiert, wobei artspezifisch deren 

Verteilung in den drei Hauptsubstrattypen dargestellt 

ist (Abb. 8.18). 

Die Aufteilung der Fänge zeigt für die einzelnen 

Arten zum Teil klare Präferenzen für 

unterschiedliche Sohlsubstrate. 

So werden von der Leitfischart Nase über 

86 % aller gefangenen Individuen auf Schotterbänken 

gefangen. Die geringe Akzeptanz für 

schlammige Bereiche spiegelt sich im unbedeutenden 

Anteil auf schlammigem Untergrund 

wider. Ca. 11 % der Nasen sind auf 

Blockwurf belegbar. Dies ist umso bemerkenswerter, 

da Blockwurfufer nach wie vor im Untersuchungsgebiet 

dominieren. Eine der Nase 

ähnliche Verteilung zeigt sich bei der Barbe, 

wobei die Bindung an Schottersubstrat nicht so 

stark ausgeprägt ist. Die Barbe, die durch die 

gesetzten Maßnahmen nicht in der Intensität 

wie die Nase gefördert werden konnte, zeigt 

zwar auch eine klare Präferenz für schottriges 

Substrat, ihre Ansprüche sind aber weiter gestreut. 

Diese Fischart weist in allen Strecken 

Dichterückgänge auf, einzig in der Strecke 15 

kann sie ihren Anteil annähernd verdoppeln. 

Die heterogene Ausformung dieser Strecke, in 

in Prozent 

16,0 

14,0 

12,0 

10,0 

8,0 

6,0 

4,0 

2,0 

0,0 

60 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Go.ke. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

85,5 65,9 

Al.al. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

der neben seicht überströmten Schotterbänken 

auch ausgeprägte Tiefstellen und Ruhigwasserbereiche 

vorkommen, scheint für die Barbe 

wesentliche Voraussetzung für ein höheres 

Aufkommen zu sein. 

Beim ubiquitären Barsch korreliert offensichtlich 

die Habitatpräferenz für ruhige Bereiche 

sehr stark mit den dort vorherrschenden 

Substratbedingungen. Aitel und Aal zeigen 

eine ihrer Autökologie entsprechende Verteilung. 

So kann sich der Aal auf den Schotterstrukturen 

nicht etablieren und wird weitgehend 

zurückgedrängt. Auf den starken Strukturbezug 

von Aitel und Aal wurde bereits 

mehrfach hingewiesen. Dieser zeigt sich in den 

jeweils hohen Anteilen im Blockwurf, der beim 

Aal sogar 80 % ausmacht. 

Nicht nur für die Adultfische, sondern auch 

für juvenile Stadien sind deutliche Substratpräferenzen 

belegbar, wie nachfolgende Aufteilung 

im Jahresüberblick zeigt (Abb. 8.19). 

Die Jungfisch- und Kleinfischfauna, dokumentiert 

durch Uferzugnetzbefischungen, wird 

von der Laube dominiert. Dieser Massenfisch 

stellt aber keine spezifischen Ansprüche bezüglich 

des Sohlsubstrates und nimmt sowohl 

auf Schlamm- als auch auf Schottersohle die 

mit Abstand höchsten Anteile ein. 

Pe.fl. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Schlamm 

Schotter 

n = 4491 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Ga.ac. 

Co.sp. 

Abb. 8.19: Prozentuelle Artenverteilung 

der Jungfischfauna 

auf unterschiedlichem 

Sohlsubstrat.

Demgegenüber zeigen die meisten anderen 

Arten klare Präferenzen bezüglich des Sohlsubstrates. 

Auf Schotter ist die Nase nach der Laube 

mit 15 % häufigste Art, während sie gleichzeitig 

die schlammige Sohle nur in geringen 

Anteilen besiedelt. Ebensolche Verteilung zeigt 

die Barbe, die nicht nur als Juveniler ähnliche 

Ansprüche wie die Nase an ihren Lebensraum 

stellt. 

Wie schon vorhin erwähnt, zeigt der Weißflossengründling 

klare Präferenz für eher ruhige 

Bereiche und bevorzugt demnach schlammigen 

Untergrund. 

Noch deutlicher ist diese Präferenz beim 

Stichling, einem Pionierfisch, ausgeprägt, der 

mit seinen vergleichsweise hohen Anteilen 

überrascht. Auf Schotter wird diese Art nur in 

geringen Anteilen nachgewiesen, während der 

Stichling auf Schlamm sogar vierthäufigste Art 

ist. 

8.5 Bestände 

Neben der Entwicklung der Artenvergesellschaftungen 

lassen auch die Bestandesveränderungen 

detaillierte Aussagen zur Evaluierung 

Individuen pro 10 min 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

1989 n = 34,5 

1999 n = 28,7 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Ru.pi. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

No.ba. 

Sa.tr. 

Sa.tr.f.l. 

Sa.fo. 

Co.go. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Ps.pa. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

Si.gl. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Pe.cu. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Co.sp. 


der Strukturierungsmaßnahmen zu. Dabei ist 

zu berücksichtigen, dass neben der morphologischen 

Ausformung noch zahlreiche weitere 

Faktoren Einfluss auf Fischbestände ausüben 

können: Konkurrenzphänomene, artspezifische 

Zyklen, aber auch Prädatordruck sind nur 

einige der möglichen Einflussgrößen. 

Im Folgenden werden die aktuellen Bestandesdaten 

der Referenzsituation gegenübergestellt. 

Zur Beschreibung der Bestände werden - 

auch aus Gründen der Vergleichbarkeit - ausschließlich 

die Individuendichten herangezogen, 

dargestellt als Fang pro 10 min Befischungszeit 

unter Berücksichtigung des jeweiligen 

Fangerfolges. 

8.5.1 Individuendichten im gesamten 

Untersuchungsabschnitt in den Jahren 

1989 und 1998/99 

Auch bei Betrachtung der Bestandesentwicklung 

des gesamten Untersuchungsabschnitts 

zeigen sich auf den ersten Blick Veränderungen, 

denen die Fischfauna im Gewässersystem 

unterlag (Abb. 8.20). 

Abb. 8.20: Individuendichten 

aller Untersuchungsstrecken 

in den Jahren 1989 

und 1999. 

61


Trotz eher geringer Verschiebungen in der 

Artenvergesellschaftung (siehe Kap. 8.4) 

kommt es innerhalb eines Zeitraumes von 

zehn Jahren zu einer deutlichen Bestandesreduktion. 

Die aktuelle Dichte nimmt im Vergleich 

zur Referenzsituation im Jahr 1989 

deutlich von 34,5 auf 28,7 Ind./10 min Fangzeit 

ab. Dies bedeutet einen Rückgang um 

über 15 %. 

Da innerhalb der Artenvergesellschaftungen 

selbst nur geringe Veränderungen zu beobachten 

sind und die betroffenen Arten vom 

positiven Einfluss der Strukturierungsmaßnahmen 

profitieren, sind andere Einflussfaktoren 

für die allgemeine Bestandesabnahme anzunehmen. 

Von den Arten mit deutlichen Zuwächsen 

sind vor allem Nase und Bachforelle zu nennen. 

Die Nase ist aktuell auch die häufigste 

Art im Untersuchungsabschnitt mit über 

5 Ind./10 min, was einer Verfünffachung seit 

1989 entspricht, knapp gefolgt vom Aitel mit 

ebenfalls ca. 5 Ind./10 min. Alle anderen Arten 

dagegen liegen deutlich unter 3 Ind. pro 

10 min. 


12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

62 

1989 n = 35,2 

1999 n = 25,2 

8.5.2 Individuendichten in den 

unveränderten Strecken in den Jahren 

1989 und 1998/99 

In den 16 unveränderten Strecken fällt die Bestandesreduktion 

wesentlich stärker aus als im 

gesamten Abschnitt (Abb. 8.21). Hier sinkt die 

Gesamtdichte von 35,2 auf 25,2 Ind./min, d.h. 

um fast ein Drittel, ab. Die Dichte des Aitels 

sinkt deutlich auf weniger als die Hälfte des 

Wertes von 1989, trotzdem bleibt dieser Ubiquist 

häufigste Art. Auch bei anderen Arten, 

wie Barbe oder Hasel, nehmen die Individuendichten 

massiv ab. 

Neben dem generell negativen Trend in den 

Beständen vieler Arten sind vereinzelt durchaus 

positive Tendenzen erkennbar, die vor allem 

auf zwei Ursachen zurückzuführen sind: 

Langjährige Populationszyklen und Einflüsse 

der Strukturierungsmaßnahmen. 

Für Bachforelle (vierfache Dichte) und Aalrutte 

(1989 nur als Einzelexemplar dokumentiert) 

trifft ersteres zu. Bei der Aalrutte wird 

eine derartige zyklische Veränderung auch für 

die Donau in Wien (EBERSTALLER et al., 2001) belegt. 

Vom positiven Einfluss der Strukturierungsmaßnahmen 

profitiert vor allem die Nase 

deutlich und kann durch „Ausstrahlungseffek- 

12,08 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Ru.pi. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

No.ba. 

Sa.tr. 

Sa.tr.f.l. 

Sa.fo. 

Co.go. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Ps.pa. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

Si.gl. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Pe.cu. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Co.sp. 


aller 16 unveränderter 

Strecken in den Jahren 1989 

und 1999.

te“ aus den Strukturierungsabschnitten die Bestandesdichte 

steigern. 

8.5.3 Individuendichten in den 

strukturierten Strecken 5,7,15 und 17 

Alle Strukturierungsstrecken 

Eine gänzlich andere Bestandesentwicklung ist 

in den Strukturierungsstrecken vorzufinden. 

Die gemittelte Darstellung aller vier Maßnahmenstrecken 

zeigt einen massiven Anstieg der 

Individuendichte von 31,7 auf aktuell 42,8 

Ind./10 min. Dieser Zuwachs um ca. 30 % stellt 

einen deutlichen Gegensatz zur Entwicklung in 

den unveränderten Strecken, wo die Dichte in 

den letzten 10 Jahren um ca. 1/3 abnahm, dar. 

Vor Schaffung der Strukturen waren die Bestandeswerte 

zwischen den einzelnen Abschnitten 

deutlich ausgeglichener. So betrugen 

1989 die Gesamtindividuendichten in den unveränderten 

Strecken 35,2 Ind./10 min, in den 

vier potentiellen Strukturierungsstrecken dagegen 

nur 31,7 Ind./10 min. Aktuell wird dagegen 

in den Strukturierungsabschnitten mit 42,8 

Ind./10 min gegenüber 25,2 Ind./10 min in den 

unveränderten Strecken ein deutlich höhere 


20,58 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Ru.pi. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

No.ba. 

Sa.tr. 

Sa.tr.f.l. 

Sa.fo. 

Co.go. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Ps.pa. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

Si.gl. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Pe.cu. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Co.sp. 


Bestand dokumentiert. 

In den vier neugestalteten Strecken dominiert 

die Leitart Nase mit über 20 Ind./10 min. 

Entsprechend ihren Lebensraumbedingungen 

findet dieser Kieslaicher hier geeignete Habitate 

vor. 

Barbe und Hasel, die im gesamten Stauwurzelbereich 

eine massive Abnahme zu verzeichnen 

haben, bleiben hier in ihren Bestandeswerten 

annähernd konstant. Ein deutlicher Zuwachs 

kann beim Schrätzer verzeichnet werden, 

der nach Nase, Aitel, Hasel und Bachforelle 

nun die insgesamt fünft-häufigste Art ist. 

Bestandesdichten der Nase und des Aitels 

in den Strukturierungsbereichen 

Die spezifische Bindung an den Lebensraum 

und seine Ausstattung lässt sich anhand einzelner 

Arten gut dokumentieren. So weisen die 

zwei Hauptarten Nase und Aitel deutlich divergierende 

Entwicklungen in den Beständen auf. 

Die Nase zeigt hohe Übereinstimmung zwischen 

ihren Bestandeswerten und der Heterogenität 

der Strecke. Die lineare Uferausformung 

der Strecke 17 bietet der Nase zwar ein 

durchaus attraktives Habitat, was sich auch in 

einer Dichte von ca. 15 Ind./10 min nieder- 

1989 n = 31,7 

1999 n = 42,8 


in den veränderten 

Strecken 5,7,15 und 17 

(1989 und 1999). 

63


Individuen pro 10 Minuten 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

schlägt. Die typische Einnischung der einzelnen 

Alterstadien dieser Art (siehe Kapitel 8.6) 

erfordert allerdings eine heterogenere Ausformung, 

um für alle Stadien auch im saisonalen 

Verlauf geeigneten Lebensraum zu bieten. 

Strecken 5 und 15 bieten beispielsweise deutlich 

vielfältigere Mesohabitate und auch entsprechend 

höhere Nasendichten. 

Im Vergleich zur Nase besteht beim Aitel ein 

gänzlich divergierender Zusammenhang zwischen 

Bestandesdichte und Struktur. Die Bestandeswerte 

dieser Art gehen in den Maßnahmenstrecken 

deutlich zurück, wobei die Dichte 

64 

Strecke 5 

1999 

1989 

Strecke 7 

Strecke 15 

Strecke 17 

Abb. 8.23: Individuendichten der Nase in den strukturierten 

Strecken (1989 und 1999). 


45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Individuen pro 10 Minuten 

20 

15 

10 

5 

0 

Strecke 5 

Strecke 7 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Ru.pi. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

No.ba. 

Sa.tr. 

Sa.tr.f.l. 

Sa.fo. 

Co.go. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Ps.pa. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

Si.gl. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Pe.cu. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Co.sp. 

Strecke 15 

1999 

1989 

Strecke 17 

Abb. 8.24: Individuendichten des Aitel in den strukturierten 

Strecken (1989 und 1999). 

umso geringer ist, je mehr die Struktur dem 

Leitbild einer flachen Schotterbank entspricht. 

Die beinahe unveränderte Dichte in Strecke 7 

hingegen erklärt sich mit der aus Blockwurf 

gestalteten Struktur der Hakenbuhne, welche 

mit ihren Hohlräumen gute Einstände bietet. 

Bestandesentwicklung in Strecke 15 

Im Gegensatz zu Aitel oder Aal präferiert die 

Leitart der freien Fließstrecke, die Nase, seichte 

Schotterbänke. Diese dienen nicht nur als Reproduktionsraum, 

sondern auch als wichtige 

Jungfischhabitate oder „Weideplätze“, wobei 

1989 1999 


aller Arten in der Strecke 15 

(1989 und 1999).

aber im Verlauf der Entwicklung unterschiedliche 

Mesohabitate in diesen Bereichen aufgesucht 

werden (siehe Kap. 8.6) 

Entsprechend diesen Ansprüchen erreicht 

die Nase auch in der Strecke 15 die mit Abstand 

höchste Dichte. Dieser Strukturierungsabschnitt 

stellt die heterogenste und auch 

großflächigste Maßnahme mit Inseln, ausgedehnten 

Buchten, Flachwasserbereichen, Kolke 

etc. dar. So belegen die Elektrobefischungen 

eine Nasendichte von über 40 Ind./10 min. 

Dieser hohe Wert wird von keiner anderen 

Fischart an keinem Termin auch nur annähernd 

erreicht. 

8.6 Reproduktion 

8.6.1 Einleitung 

Die Dokumentation erfolgreicher Reproduktion 

sowie das Jungfischaufkommen in den 

Strukturierungsbereichen ist ein weiterer 

Schwerpunkt vorliegender Studie. Wie bereits 

im Kap. 8.3.3 erwähnt, ist ein Großteil der ursprünglich 

in diesem Donauabschnitt weit verbreiteten 

Arten zur ökologischen Gruppe rheophil/rheopar 

(ZAUNER & EBERSTALLER, 1999) zu 

in Prozent 

15,0 

42,0 20,6 

12,0 

9,0 

6,0 

3,0 

0,0 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Go.ke. 

Hu.hu. 

Al.bi. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 


zählen, d.h. zu den strömungsliebenden Arten, 

welche als Laichhabitat überronnene Kiesflächen 

benötigen. 

Darüber hinaus weisen Juvenile meist enge 

Einnischung in Uferzonen auf, wobei nicht nur 

die Fließgeschwindigkeit einen entscheidenden 

Parameter darstellt, sondern auch klare 

Präferenzen für Sohlsubstrat, Wassertiefe etc. 

artspezifisch vorliegen. 

In einem weiteren Kapitel wird insbesondere 

Reproduktion und Jungfischaufkommen der 

Nase diskutiert. Anhand dieser Leitfischart können, 

stellvertretend für eine Vielzahl anderer 

Arten, die Effekte der Strukturierungsmaßnahmen 

gezeigt werden. 

8.6.2 Jungfischvergesellschaftungen in 

den strukturierten Strecken 

Im Zuge der spezifischen Jungfischerhebungen 

(Uferzugnetze, spezifische E-Befischungen) 

werden in den drei Strukturierungsstrecken 5, 

15 und 17 insgesamt 4653 Individuen gefangen. 

Die Laube weist wiederum den höchsten 

Anteil auf. Ohne ihre Berücksichtigung werden 

1395 Individuen aus 24 Arten gefangen, wobei 

die Nase mit 42 % dominiert. Einen überraschend 

hohen Anteil weist die Hasel auf, wel- 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

n = 1395 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Ga.ac. 

Co.sp. 

Abb. 8.26: Prozentuelle Gesamtartenverteilungen 

der 

Jungfischerhebungen (ohne 

Laube) in den Strukturierungsstrecken 

5,15 und 17. 

65


che mit über 20 % zweithäufigste Art ist. In der 

Adultfischfauna weist diese Art dagegen einen 

deutlich geringeren Anteil mit rückläufiger 

Tendenz auf. 

Ca. zwei Drittel aller Individuen zählen zur 

Gruppe der Rheophilen, welche mit acht Arten 

vertreten ist. Auch die Oligorheophilen stellen 

einige Vertreter, wie Blaunase, Zobel, Schrätzer 

und Donaukaulbarsch. Insgesamt zehn indifferente 

Arten werden belegt. Wie auch bei den 

Adultfischen ist ihr Anteil in den strukturierten 

Strecken vergleichsweise gering. 

Der hohe Anteil der Hasel zeigt, dass für ein 

weites Spektrum an Arten in der Donau, Schotterbänke 

durchaus bedeutende Habitate darstellen. 

Diese Art zählt zu den mäßig strukturgebundenen, 

strömungsindifferenten Fließwasserlaichern 

und weist bezüglich der Lebensraumansprüche 

eine vergleichsweise breite 

Amplitude auf. Ihre Reproduktionsareale 

sind allerdings an fließende Gewässerabschnitte 

gebunden. 

8.6.2.1 Jungfischfauna in den drei 

Strukturierungsstrecken 

Die aktuellen Jungfischvergesellschaftungen 

zeigen deutlich divergierende Verteilungen in 

den drei strukturierten Strecken (Abb. 8.27). 

Diese unterscheiden sich wiederum zum Teil 

von der dort anzutreffenden Adultfischfauna. 

Die Nase, welche in allen Strecken bei den 

Adulten deutlich dominiert, kann diese vorherrschende 

Rolle bei den Juvenilen nur in 

Strecke 5 (Fallau) erreichen. In den zwei anderen 

Strecken macht ihr die Hasel diese Stellung 

streitig, sie ist in Strecke 15 und 17 dominierende 

Art. 

Der Rückgang der Nase ist nicht nur mit einem 

Anstieg der Hasel, sondern auch anderer 

mäßig strömungsliebender, sowie auch indifferenter 

und sogar limnophiler Elemente begleitet. 

So erreicht u.a. der Schrätzer in Strecke 17 

einen vielfach höheren Anteil als die Nase und 

ist dort zweithäufigste Art. Andererseits weist 

der Stichling sowohl in Strecke 15 als auch 17 

höhere Anteil als das Aitel auf. 

66 

Ch.na. 

Le.le. 

Ba.ba. 

Le.le. 

Ba.ba. 

Le.le. 

Gy.sc. 

Gy.sc. 

Ba.ba. 

Gy.sc. 

Go.al. 

Go.al. 

Ch.na. 

Go.al. 

Ch.na. 

Weitere 

Weitere 

Weitere 

Pe.fl. 

St.lu. 

Ga.ac. 

Le.ce. 

Ab.br. 

Pe.fl. 

St.lu. 

Ga.ac. 

Le.ce. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Go.go. 

Pe.fl. 

St.lu. 

Ga.ac. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Abb. 8.27: Prozentuelle Artenverteilungen der 12 häufigsten 

Arten der drei Schotterstrukturierungsbereiche (oben: Strecke 

5, Mitte: Strecke 15 und unten: Strecke 17). 

Als Grund für die Unterschiedlichkeiten in 

den Jungfischassoziationen ist die individuelle, 

morphologische Ausprägung in Kombination 

mit den Strömungsverhältnissen zu nennen. 

Die zum Teil sehr kleinräumige heterogene 

Strukturierung und Strömungsdiversifizierung 

resultiert in einer extrem hohen Habitatdiversität, 

welche vor allem für Jungfische eine Vielzahl 

unterschiedlichster Nischen bietet.

8.6.2.2 Vergleich der Jungfische in 

Strecke 5 vor und nach Strukturierung 

Die Jungfischfauna (ohne Berücksichtigung 

der Laube) in Strecke 5 (Fallau) wird im Gegensatz 

zu den beiden anderen von der Nase 

dominiert. Diese Art kommt 1989 noch sehr 

untergeordnet vor; nur einige wenige Exemplare 

werden dokumentiert. 

Zehn Jahre später sind in den Strukturierungsbereichen 

hohe Jungfischdichten dieser 

Art zu dokumentieren. So werden aktuell auf 

den neugeschaffenen Schotterbänken 465 Individuen 

der Nase gefangen, was bei einer 

Grundgesamtheit von 693 Individuen einem 

Anteil von 67 % entspricht. 

Auch vor Umsetzung der Strukturierungsmaßnahmen 

wies die Strecke 5 vergleichsweise 

hohe Attraktivität auf. Die Jungfischfauna 

war von der Kleinfischart Weißflossengründling, 

aber auch von Hasel und Barbe geprägt. 

Der direkte Vergleich der Absolutzahlen 

(Abb. 8.28) zeigt, dass auch aktuell hohe Individuenzahlen 

von Barbe und Hasel belegbar 

sind, welche sich in der prozentuellen Verteilung 

(Abb. 8.27) auf Grund der Dominanz der 

Nase in vergleichsweise geringen Prozentsätzen 

niederschlagen, aber eine Vervielfachung 

gegenüber 1989 bedeuten. 

Individuen 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

465 


Gegenteilige Entwicklungen auf den schottrigen 

Bereichen weisen vor allem die Gründlingsarten 

auf. Der Weißflossengründling 

nimmt stark ab, der Gründling verschwindet 

gänzlich. 

Diese Ergebnisse decken sich auch mit denen 

anderer Jungfischerhebungen aus dem 

Jahr 1989 aus den unmittelbar flussauf liegenden 

Strecken 3 und 4. In Flachwasserbereichen 

mit schluffigem Substrat war neben dem Weißflossengründling 

auch der Zobel deutlich häufiger. 

Auch wenn in der Darstellung nicht berücksichtigt, 

ist die Massenfischart Laube in beiden 

Untersuchungen jeweils häufigste Art. 

8.6.3 Evaluierung der Strukturierungsmaßnahmen 

in Hinblick auf 

Reproduktion und Jungfischhabitat 

der Leitfischart Nase 

Ch.na. Ba.ba. Go.al. Go.go. Gy.sc. Le.le. Ab.br. Pe.fl. St.lu. Le.ce. Ga.ac. 

Auf eine Fischart wird im Zusammenhang mit 

der unmittelbaren Bewertung der Einzelmaßnahmen 

näher eingegangen. 

Wie bereits eingangs erläutert, ist die Nase 

als Leitfischart der österreichischen Donau anzusehen. 

Im Untersuchungsgebiet ist es auf 

Strecke 5 – 1989 n = 113 

Strecke 5 – 1999 n = 693 

Abb. 8.28: Individuenzahlen 

der in Strecke 5 mit Uferzugnetzen 

gefangenen Fische 

(1989 und 1999) 

67


Grund der wasserbaulicher Eingriffe (siehe 

Kap.3.2) zu gravierenden Änderungen der 

abiotischen Rahmenbedingungen gekommen. 

Die verringerte Fließgeschwindigkeit und vor 

allem das Überstauen aller Schotterbänke verschlechterte 

die Lebensverhältnisse der Nase 

ganz wesentlich. Massive strukturelle Defizite 

bestehen vor allem in Hinblick auf Reproduktionsareale 

und Jungfischhabitate. Die Strukturierungsmaßnahmen 

sollen dies zum Teil kompensieren. 

Im Zuge der saisonalen Erhebungen wurde 

versucht, wesentliche Lebensphasen der Nase 

zu dokumentieren. 

Reproduktion 

Einzig an einem Untersuchungstermin (7.4.99) 

gelang es adulte Individuen in größerer Anzahl 

unmittelbar auf seicht überronnenen Schotterflächen 

zu fangen. Der Fangtermin entsprach 

dem durch Referenzbefischungen an anderen 

Donauabschnitten ermittelten Laichtermin (Anfang 

April) bei einer Wassertemperatur von ca. 

9° C, nachdem Ende März nur vereinzelt Nasen 

gefangen wurden. Nasenlaichplätze weisen 

laut Literatur eine mittlere Wassertiefe von 

20 cm und Fließgeschwindigkeiten von 0,6- 

1,5 m/s (KECKEIS, 1998; MELCHER, 1999; EBERSTAL- 

LER et. al., 2001) auf. 

Nach STEIN (1989) werden die befruchteten 

Eier auf Grund der Strömung während und 

nach dem Ablaichen verdriftet. Die klebrigen 

Eier haften am Untergrund und werden auch in 

Die klebrigen Eier der Nase werden in die kiesige Sohle eingespült. 

68 

das kiesig-steinige Substrat (Interstitial) eingespült, 

vorausgesetzt der Lückenraum ist groß 

genug (DEDUAL, 1990). Die Orte der Embryonalentwicklung 

liegen in unmittelbarer Nähe flussab 

der Laichplätze. Die Entwicklungsdauer 

der Eier bis zum Schlupf der Larven hängt mit 

der vorherrschenden Wassertemperatur zusammen. 

PENAZ (1974) gibt eine Inkubationsdauer 

bis zum Schlupf zwischen 99,3 Tagesgraden 

(bei 17,3°C) und 231,3 T° (bei 10°C) an. DEDUAL 

(1990) stellt eine Entwicklungsdauer der Eier 

von 124 Tagesgraden bei Wassertemperaturen 

von 13 bis 14°C fest. An der Donau/Wien wird 

1999 eine Inkubationsdauer der Eier von ungefähr 

240 bis 250 Tagesgraden beobachtet, wobei 

am 28.4.99 die ersten abdriftenden Larven 

bei einer Wassertemperatur von 10,5°C dokumentiert 

wurden. 

Jungfischentwicklung und -einnischung 

Entsprechend genannter Eientwicklungsdauer 

werden im Rahmen der Evaluierung am 7. Mai 

1999 Befischungen durchgeführt, die als Ziel 

den Nachweis von Larven hatten. Die erfolgreichen 

Erhebungen zeigen deutlich, dass sich 

Nasenlarven vom rasch überströmten Laichplatz 

zügig in Areale einnischen, welche nur 

wenige Zentimeter tief sind, und faktisch keine 

Strömung aufweisen (siehe Abb. 8.29). Durch 

die geringe Wassertiefe und Fließgeschwindigkeit 

ist die Erwärmung dieser Bereiche möglich, 

was für die als ausgesprochen thermophil 

geltenden juvenilen Nasen (STEINHÖRSTER, 1996), 

förderlich ist. Schnell erwärmende Gewässerabschnitte 

üben eine anziehende und wachstumsfördernde 

Wirkung auf Fischlarven und 

Jungfische aus (ALABASTER & LLOYD, 1980). 

Diese Lebensraumpräferenzen bestätigen 

auch Untersuchungen an der mittleren Isar 

(SCHUBERT, 1998), in der als Brutstandort für juvenile 

Nasen (Länge ca. 15 mm) Bereiche mit 

einer Tiefe von 0 - 20 cm und einer Fließgeschwindigkeit 

von < 5 cm/sec. angegeben werden. 

Dabei weisen mehr als 74 % aller Individuen 

einen Uferabstand von weniger als 1 m 

auf.

Im Fall der Strukturierungsbereiche bieten 

vor allem die eingestauten Sukzessionsflächen 

bzw. deren Randbereiche ideale Habitate für 

die in diesem Stadium ca. 12 mm langen Larven. 

Schon nach wenigen Wochen wechseln die 

nun morphologisch ausdifferenzierten Kleinnasen 

mit einer Länge von 20 - 30 mm in andere 

Habitate. Die sind in dieser Entwicklungsphase 

schwach angeströmte Schotterbänke, 

welche Fließgeschwindigkeiten von weniger 

als 10 cm/sec und geringe Wassertiefen (10 - 

40 cm) aufweisen. 

Mit zunehmender Körperlänge nischen sich 

Jungfische in Bereiche mit höheren Fließgeschwindigkeiten 

ein. So sind Jungnasen mit einer 

Körperlänge von 35 - 70 mm in den Sommermonaten 

Juli und August auf gut angeströmten 

(bis zu 50 cm/sec) Schotterflächen 

anzutreffen. 

Bemerkenswert erscheint die habitatspezifische 

Verteilung der Jungfische im Oktober. Ein 

Großteil der 0+- und 1+-Nasen ist zu dieser Zeit 

in strömungsarmen Buchtbereichen nachzuweisen. 

Offensichtlich wechseln die Jungfische 

zur kalten Jahreszeit in derartige Refugialhabitate. 

Dies deckt sich gut mit Untersuchungen 

an der Pielach, einem Donauzubringer in NÖ 

(MELCHER, 1999). Bei einer Wassertiefe von ca. 

45 - 75 cm sammeln sich die Jungnasen über 

feinkörnigem Substrat ohne Strömung. 

Die detaillierten saisonalen Erhebungen zeigen 

sehr deutlich, dass die Verfügbarkeit unterschiedlicher 

Habitate im Jahreszyklus für Nasen 

im ersten Lebensjahr essentiell ist. Grundsätzlich 

gilt, dass sowohl die longitudinale Situierung, 

als auch die laterale Ausformung von 

Einzelstrukturen die Möglichkeiten für das Aufkommen 

der Brut wesentlich beeinflussen. 

Eine in diesem Zusammenhang bedeutende 

Bewandtnis kommt den Reproduktionsarealen 

zu, die in einer nahen Entfernung flussauf bzw. 

parallel zu den weiteren Entwicklungsräumen 

situiert sein müssen. Da die nach dem Laichvorgang 

anschließende Embryonalentwicklung 

im Interstitial der seicht überströmten Schotter- 


bänke stattfindet, ist einerseits ausreichende 

Verfügbarkeit der Flächen und vor allem deren 

granulometrische Qualität ausschlaggebend. 

Vorteilhafter Einfluss dürfte in diesem Fall 

durch den Wellenschlag gegeben sein, da die 

lokale oberflächige Umlagerung des Schotterkörpers 

positive Effekte in Hinblick auf die äußere 

Dekolmation mit sich bringt. 

Aus den Untersuchungsergebnissen lässt 

sich eine elementare Rolle für die Verdriftungsphase 

der Larven von den Laichhabiten zu den 

weiteren Larval- bzw. Jungfischhabitaten ableiten. 

Den im Laufe der ontogenetischen Entwicklung 

der Nasenbrut sich ändernden ökologischen 

Ansprüchen an das Habitat ist insofern 

Rechnung zu tragen, dass diese bei jeweils typischen 

Wasserständen auch verfügbar sind. So 

bieten flache Schotterbänke mit einem breiten 

Strömungsgradienten und uferseitiger Vegetation, 

welche fließend ins Umland übergeht, bezüglich 

der Habitatsansprüche während der 

warmen Jahreszeit und den gegebenen hydrologischen 

Rahmenbedingungen ideale Aufwuchsverhältnisse. 

Abb. 8.29: Nächstfolgende Doppelseite: 

Darstellung der saisonalen Einnischung von Jungnasen im ersten 

Lebensjahr in der Struktur Kramesau (grüne Balken in 

den Längenfrequenzdiagrammen = 0+-Jahrgang). 

von links nach rechts: 

Längenfrequenzdiagramm juveniler Nasen 

und Laichareale der Nasen im April. 

Längenfrequenzdiagramm der Nasenlarven 

und Habitate im Mai 

Längenfrequenzdiagramm und 

Jungfischhabitate im Frühsommer 

Längenfrequenzdiagramm im Oktober und Herbsthabitate 

69

April 


Seichte, stark überströmte Schotterbänke sind die 

Laichareale der Nase. Im zeitigen Frühjahr bei einer 

Wassertemperatur von ca. 9°C findet ein intensives 

Laichspiel statt. Dabei werden die Eier befruchtet und 

abgelegt. Die hohe Strömung spült die klebrigen Eier in 

das schottrige Substrat ein und sorgt für optimale 

Sauerstoffversorgung. 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

70 

Individuenzahl April 

n = 267 

5 

15 

25 

35 

45 

55 

65 

75 

85 

95 

105 

115 

125 

135 

145 

155 

165 

175 

185 

195 

205 

215 

225 

235 

245 

LAGEPLAN KRAMESAU: 

Länge in mm 

Einnischung und Entwicklung der 

Mai 

Wenige Wochen danach schlüpfen ca. 12 mm große Larven 

aus den Eiern und sammeln sich in strömungs-beruhigten 

Zonen. In flachen Buchten erwärmt sich bei intensiver 

Sonneneinstrahlung das Wasser schnell und bietet für die 

wärmeliebenden Jungfischschwärme optimale 

Wachstumsbedingungen. Gleichzeitig sind diese hier auch 

vor Räubern geschützt. 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

92 

Individuenzahl Mai 

n = 116 

1 2 

5 

15 

25 

35 

45 

55 

65 

75 

85 

95 

105 

115 

125 

135 

145 

155 

165 

175 

185 

195 

205 

215 

225 

235 

245 

Länge in mm 


Jungnasen im saisonalen Verlauf 

Juni 

Mit einer Körperlänge von 20-30 mm werden im Frühsommer 

seichte, mäßig strömende Bereiche aufgesucht. 

Kleinlebewesen im Schotterlückenraum dienen als 

Nahrung. Bis in den August erreichen sie bei vergleichsweise 

hohen Wassertemperaturen Längen von ca. 70 mm. 

Zu dieser Zeit werden dann stärker strömende Bereiche in 

tieferen Zonen besiedelt. 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

286 259 

Individuenzahl Juni 

n = 671 

5 

15 

25 

35 

45 

55 

65 

75 

85 

95 

105 

115 

125 

135 

145 

155 

165 

175 

185 

195 

205 

215 

225 

235 

245 

Länge in mm 

Oktober 


Im Herbst sammeln sich die Jungnasen in tiefgründigen, 

stehenden Bereichen. Dieser erneute Ortswechsel weist 

auf die komplexe Einnischung der Nase im ersten Lebensjahr 

hin. Die neugeschaffenen Schotterstrukturen bieten 

mit ihrer kleinräumigen und heterogenen Strukturierung 

für die verschiedenen Lebensphasen der Jungnasen 

adäquate Habitate. 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

Individuenzahl Oktober 

n = 246 

3 4 

5 

15 

25 

35 

45 

55 

65 

75 

85 

95 

105 

115 

125 

135 

145 

155 

165 

175 

185 

195 

205 

215 

225 

235 

245 

Länge in mm 

71


Wachstum juveniler Nasen 

Auch in Bezug auf die wachstumsspezifische 

Entwicklung der Larven bzw. der Jungfische 

ergeben sich interessante Ergebnisse. 

Die Körperlängen der 0+-Individuen (Jungfische 

dieses Reproduktionsjahres) zeigen bei 

einer genauen Betrachtung anhand des Längenfrequenzdiagramms 

im August (Abb. 8.30) 

ein vergleichsweise großes Längenklassenspektrum. 

Verfolgt man in weiterer Folge die 

Wachstumsentwicklung dieser Altersklasse, so 

zeigt sich, dass die bereits im August tendenziell 

erkennbare zwei-gipfelige Kurve von Termin 

zu Termin immer ausgeprägter wird. Im 

April des darauffolgenden Jahres (ein Jahr alte 

Individuen) ist dies sehr klar erkennbar (siehe 

auch Abb. 8.29). 

Diese Entwicklung ist auf die im April oftmals 

vorherrschenden instabilen Witterungsverhältnisse 

zurückzuführen. Warmwetterphasen 

werden zu dieser Zeit oft von Kaltwettereinbrüchen 

abgelöst. Da im Fall der Nase der 

Reproduktionstermin zumeist Anfang April 

liegt, werden Laichvorgänge häufig unterbrochen 

bzw. wenige Wochen später wieder fortgesetzt. 

Der daraus resultierende Wachstumsvorteil 

der Larven des ersten Laichtermins ist 

somit evident. Die in den Längenfrequenzdiagrammen 

ersichtlichen zwei Kohorten in der 

Altersklasse 0+ sind damit erklärbar. Dass dieses 

Phänomen nicht spezifisch mit der Situation 

im Untersuchungsgebiet im Zusammenhang 

steht, zeigen auch Untersuchungen an 

anderen Donauabschnitten (EBERSTALLER et al., 

2001) bzw. in Donauzubringern (POKORNY, 

2000). Hier wurden 1999 ebenfalls zwei Laichtermine 

dokumentiert, welche ca. drei Wochen 

auseinanderliegen. 

Abhängig von den Witterungsverhältnissen 

und damit der Wassertemperatur zeigt sich dagegen 

bei einer langsamen, kontinuierlichen 

Erwärmung nur ein Laichtermin bzw. ein nahes 

Zusammenrücken der Laichtermine. Bei 

oftmaliger Wetterverschlechterung können dagegen 

sogar mehrere Laichtermine beobachtet 

werden. HOFER (1994) konnte an der Aare ins- 

72 

gesamt vier Laichtermine der Nase im Zeitraum 

vom 21.4. bis 26.5.1993 beobachten, wobei der 

erste Termin den Hauptlaichgang darstellte. 

Individuenzahl 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

August: n = 250 

5 

15 

25 

35 

45 

55 

65 

75 

85 

95 

105 

115 

125 

135 

145 

155 

165 

175 

185 

195 

205 

215 

225 

235 

245 

Länge in mm 

Abb. 8.30 Längenfrequenzen der Jungnasen im August. 

8.6.4 Populationsaufbau ausgewählter 

Arten in den Strukturierungsstrecken 

Neben der Nase ist auch für viele weitere Arten 

erfolgreiche Reproduktion belegt. Die zum Teil 

sehr unterschiedlichen artspezifischen Ansprüche 

an Reproduktionsareal und Jungfischhabitat 

bestätigen die hohe ökologische Wertigkeit 

der gesetzten Maßnahmen. 

Nachfolgend wird anhand der Längenfrequenzdiagramme 

von Barbe, Zander und 

Äsche kurz auf die Reproduktionsverhältnisse 

dieser Arten eingegangen. 

Barbe 

Die Barbe, wie die Nase ein Leitfisch der österreichischen 

Donau und in der gleichen ökologischen 

Klasse (Kap.8.3.3) vertreten, kann von 

den Strukturierungsmaßnahmen deutlich profi- 

Die Barbe – typischer Donaufisch.

Individuen 

45 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

5 2540557085100115130145160175190205220350250265280295310325340355370385400415430445460475490505520535550570585 

tieren. Bei sogar generell rückläufiger Bestandesentwicklung 

kann diese Art zwar nicht in 

der Dichte und Häufigkeit wie die Nase nachgewiesen 

werden. Aus dem Längenfrequenzdiagramm 

(Abb. 8.31) ist trotzdem ein deutlich 

positiver Einfluss der neugeschaffenen Schotterbänke 

ableitbar. 

Dominiert wird das Frequenzdiagramm von 

Individuen des 0+-Jahrganges und 1+-Jahrganges. 

Erstere erreichen im Spätsommer eine 

Größe von ca. 25 mm. Die Dokumentation der 

0+-Individuen gelingt vornehmlich auf den 


9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Länge in mm 

n = 259 

50 

70 

90 

110 

130 

150 

170 

190 

210 

230 

250 

270 

290 

310 

330 

350 

370 

390 

410 

430 

450 

470 

490 

510 

530 

550 

570 

590 

610 

630 

650 

670 

690 

Länge in mm 


neugeschaffenen Schotterstrukturen. Auch von 

dieser Art werden aktuell nur wenige Adulte 

dokumentiert. Durch den guten Reproduktionserfolg 

ist aber ein sukzessives Ansteigen 

der Adultfischdichten zu erwarten. 

Zander 

Neben den bisher genannten Arten ist auch der 

Populationsaufbau des Zanders insofern interessant, 

da diese Fischart große fischereiwirtschaftliche 

Bedeutung hat. Der Zander ist somit 

eine der wenigen Fischarten, welche auch 

n = 119 

Abb. 8.31: Längenfrequenzdiagramm 

der 

Barbe (Sommersituation). 


des Zanders. 

73


durch Besatzmaßnahmen in ihrem Bestand beeinflusst 

wird. Bei der Betrachtung des Diagramms 

(Abb. 8.32) zeigt sich, dass die höchsten 

Individuendichten gerade in jenen Längenklassen 

zu verzeichnen sind, welche nicht 

durch Besatz gestärkt werden. Diese Individu- 

Äsche 

Als Besonderheit ist die Äsche im Untersuchungsgebiet 

anzusprechen. Sie besiedelt als 

Leitfischart des Hyporhithrals primär kühle Gebirgsflüsse. 

Ihre Stellung als Leitfischart verliert 

sie im Übergang zum Epipotamal, wo Nase 

und Barbe diese Rolle übernehmen. Ihr Vorkommen 

und Reproduktion im Untersuchungsgebiet 

zeigen einmal mehr, dass hyporhithrale 

Elemente in diesem Donauabschnitt 

beheimatet sind. Auf Grund des Fehlens von 

Zubringern, in denen Äschen anzutreffen sind, 

weist der Fang mehrerer juveniler Individuen 

(siehe Abb. 8.33) auf erfolgreiche Reproduktion 

im Untersuchungsgebiet hin. 

74 

Individuen 

4 

3 

2 

1 

0 

45 

55 

65 

75 

85 

95 

105 

115 

125 

135 

Jungzander – in den Strukturierungsbereichen 

häufig anzutreffen. 

en rühren zur Gänze aus natürlicher Reproduktion 

her. Das Faktum, dass der Zander unter 

den Jungfischen zu den zehn häufigsten Arten 

zählt, bestätigt wiederum die hohe ökologische 

Qualität der Strukturierungsmaßnahmen. 

145 

155 

Länge in mm 

165 

1999 n = 13 

175 

185 

Abb. 8.33: Längenfrequenzen juveniler Äschen. 

195 

205 

215 

225 

Äsche – Leitfischart im Hyporhithral; 

reproduziert im 

Untersuchungsgebiet.

8.7 Zusammenfassende Diskussion 

Fischökologische Untersuchungen im Jahr 

1989 belegen für den Stauwurzelbereich des 

KW Aschach/Donau extrem geringe Anteile 

standorttypischer Fischarten. Zurückzuführen 

ist dies auf ein massives Defizit in Bezug auf 

leitbildkonforme Uferstrukturelemente. Aufbauend 

auf die Untersuchungsergebnisse wurden 

Verbesserungsmaßnahmen formuliert, von 

denen einige dieser Vorschläge 1993 im Stauwurzelbereich 

des KW Aschach umgesetzt 

wurden. Um die ökologischen Defizite zumindest 

teilweise zu kompensieren, wurden primär 

Strukturen geschaffen, welche sich am 

Leitbild der durch die Stauerrichtung verloren- 

in Prozent 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

57,8 


gegangenen Lebensräume orientieren. Dies 

wurde mittels seicht überströmter Schotterstrukturen 

versucht, die auch strömungsberuhigte 

Zonen beinhalten. Dabei galt es Habitate 

zu schaffen, welche die Funktion ursprünglicher 

Lebensräume erfüllen sollen. 

Sechs Jahre nach Umsetzung der Maßnahmen 

wird mittels fischökologischer Untersuchungen 

die ökologische Wirksamkeit der 

neuen Strukturen überprüft. 

Die Untersuchungsergebnisse zeigen massive 

Veränderungen in den Artenverteilungen, 

welche besonders in den Strukturierungsstrecken 

zum Tragen kommen. 

37,3 

1989 n = 2369 

1999 n = 1243 

Ch.na. 

Ba.ba. 

Th.th. 

Hu.hu. 

Go.al. 

Go.go. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Zi.zi. 

Gy.sc. 

As.as. 

Le.le. 

On.my. 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Bl.bj. 

Le.id. 

St.lu. 

Gy.ce. 

Le.ce. 

Lo.lo. 

Si.gl. 

An.an. 

Pr.ma. 

Gy.ba. 

Cy.ca. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Ti.ti. 

Ga.ac. 

Bachforelle aus dem Untersuchungsgebiet 

– mit 7 % 

nimmt sie einen hohen Anteil 

in der Fischartenassoziation 

ein. 


Artenverteilungen im gesamtenUntersuchungsabschnitt 

im Jahr 1989 und 

in den drei Strukturierungsbereichen 

(Strecke 

5,15 und 17) im Jahr 1999. 

75


in Prozent 

50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

War die Nase vor zehn Jahren nur mit 2 % an 

der Gesamtartenassoziation vertreten, so dominiert 

sie die Strukturierungsbereiche heute mit 

über 57 % (Abb. 8.34). Die starke Zunahme 

dieser strömungsliebenden Art steht stellvertretend 

für die positiven Veränderungen in Richtung 

eines leitbildkonformen Zustandes im Gewässersystem 

und in weiterer Folge auch in 

der Fischfauna. Positiv ist auch die starke Reduktion 

von Aitel und Aal zu werten. Ihre Anteile 

erreichten vor zehn Jahren untypisch 

hohe Werte, und waren Indiz für die fischökologisch 

unbefriedigende Situation vor Errichtung 

der Strukturen. Der Trend, verstärktes 

Auftreten rheophiler, donautypischer Arten auf 

Kosten ubiquitärer Arten, spiegelt sich auch in 

der starken Zunahme des Anteiles der Rheo- 

76 

Ch.na. 

Ba.ba. 

R.p.v. 

Go.sp. 

Sa.tr. 

Vi.vi. 

Ab.sa. 

Der Hecht – Ruhigwasserbereiche fördern sein Aufkommen. 

Gy.sc. 

Rest rheo A 

Ab.ba. 

As.as. 

Le.le. 

Rest rheo B 

Ab.br. 

Ru.ru. 

Pe.fl. 

Stauraum n = 2370 

Fließstrecke n = 12754 

Bl.bj. 

St.lu. 

Le.ce. 

Ca.au.gi. 

Es.lu. 

Rest Eury. 

Sc.er. 


im zentralen 

Stau sowie in der freien 

Fließstrecke (WAIDBACHER, 

1989). 

philen wider und entspricht dem fischökologischen 

Leitbild. 

Leitbildkonforme Assoziationen sind in den 

frei fließenden Abschnitten der Donau vorzufinden. 

In Abb. 8.35 ist eine derartige Zönose 

dargestellt. Verglichen mit der Vergesellschaftung 

des Stauraumes Altenwörth fallen vor allem 

die hohen Anteile der Nase in der Fließstrecke 

und gleichzeitig die des Rotauges im 

Stauraum auf. 

Diese Unterschiede in den Assoziationen 

sind mit den unterschiedlichen abiotischen 

Verhältnissen erklärbar. Während im fließenden 

und insgesamt dynamischeren Abschnitt 

die klassischen rheophilen Arten der Donau, 

Nase und Barbe, neben ebenfalls typischen Indifferenten 

wie Brachse, die Vergesellschaftung 

prägen, kehren sich im Stauraum die Verhältnisse 

um. Entsprechend der Vereinheitlichung 

der abiotischen Rahmenbedingungen, die 

durch eine massive Abnahme der Fließgeschwindigkeiten 

und Wasserspiegelschwankungen, 

Feinsedimentauflagen etc. gekennzeichnet 

sind, dominieren Ubiquisten (Rotauge, 

Aitel, etc.) mit einer weiten ökologischen 

Amplitude diesen überformten Lebensraum. 

Der Vergleich der fischökologischen Situationen 

im Stauwurzelbereich Aschach vor und 

nach der strukturellen Aufwertung mit jenen in


25 

20 

15 

10 

5 

0 Ch.na. Ba.ba. Th.th. Hu.hu. Go.al. Go.go. Go.sp. Sa.tr. 


25 

20 

15 

10 

5 

40,08 

Str. 2 

Str. 12 

Str. 5 

Str. 15 

Str. 2 

Str. 12 

Str. 5 

Str. 15 

0 Ch.na. Ba.ba. Th.th. Hu.hu. Go.al. Go.go. Go.sp. Sa.tr. 

Abb. 8.36: Individuendichten der Gruppe rheophil/rheopar 

(oben: 1989, unten: 1999). 

freien Fließstrecken und im zentralen Stau anderer 

Donauabschnitte zeigt nun deutliche Parallelen 

in den Artenassoziationen. Die neugeschaffenen 

Schotterstrukturen, die bei Betrachtung 

des gesamten Stauraumes mit einer Länge 

von über 40 km nur als punktuelle Habitatsverbesserungen 

bezeichnet werden können, aber 

im räumlich eng begrenzten Stauwurzelbereich 

doch bedeutende Anteile einnehmen, bringen 

eine massive ökologische Verbesserung. Die 

Nase, deren historisches Vorkommen in der 

oberösterreichischen Donau von HECKEL und 

KNER (1858) als „sehr gemein“ beschrieben 

wird, ist 1989 nur untergeordnet vorhanden 

und kann sich aber zehn Jahre danach zumindest 

in den Strukturierungsbereichen wieder 


als Massenfisch etablieren. Ein stärkeres Aufkommen 

auch anderer rheophiler Arten ist 

ebenfalls dokumentiert. Da in den Strukturierungsbereichen 

Sukzessionsprozesse weiter 

andauern, ist vor allem der zukünftigen Entwicklung 

vieler anderer Arten hohe Aufmerksamkeit 

zu schenken. So ist beispielsweise die 

Bestandsentwicklung der Barbe noch unklar, 

da sich diese Art in den Fängen bisher nicht in 

dem Ausmaß der Nase durchsetzen konnte. 

Ihre ähnlichen ökologischen Ansprüche lassen 

aber durchaus einen vergleichbaren Aufwärtstrend 

erwarten. 

Neben den Artenzusammensetzungen lässt 

auch die Entwicklung der Bestände weitgehende 

Aussagen über die Auswirkungen der Strukturierungsmaßnahmen 

zu (vgl. Kap. 8.5). Der 

dokumentierte Dichterückgang im gesamten 

Untersuchungsabschnitt erfolgte trotz prinzipieller 

Konstanz der abiotischen Rahmenbedingungen 

wie Fließgeschwindigkeit, Wassertemperatur, 

etc. sowie einer zeitgleichen strukturellen 

Attraktivierung in Form der Schaffung 

heterogener Schotterbänke. Bisher nicht im 

Detail erfasste neue Einflüsse, zu denen auch 

geänderte Prädationsverhältnisse zu zählen 

sind, die aber auf Grund der Fragestellungen 

vorliegender Studie nicht näher behandelt werden, 

dürften für den deutlichen Dichterückgang 

verantwortlich sein. 

Wie der Vergleich strukturierter mit morphologisch 

unveränderten Strecken zeigt 

(Abb. 8.34), erfolgte der Bestandesrückgang 

Der Frauennerfling – einer der seltensten Fische im Oberen 

Donautal. 

77



der Nase in allen 

Untersuchungsstrecken im 

Jahr 1989. 

vornehmlich in unveränderten Strecken. Eine 

parallele, gegenläufige Entwicklung ist in den 

Strukturierungstrecken belegbar. Während in 

den morphologisch unveränderten Strecken, 

deren Ufer weitgehend mit Blocksteinen gesichert 

sind, Rückgänge zu verzeichnen sind, 

vervielfachen sich auf den Schotterstrukturen 

die Bestandesdichten. Dabei profitieren großteils 

rheophile Arten von dieser Entwicklung. 

Beispielhaft sind in Abb. 8.36 vier Strecken gegenübergestellt, 

wobei es sich um jeweils zwei 

strukturierte sowie zwei unstrukturierte Strecken 

handelt. Deutlich sind die differierenden 

Entwicklungen sichtbar, wobei vor allem die 

Zuwächse in Strecke 5 und 15 eklatant ausfallen. 

Die schwerpunktmäßige Erfassung und Dokumentation 

der Nase zeigt ein deutliches Ansteigen 

dieser Art. Juvenile Nasen sind in allen 

Entwicklungsphasen an Habitate im Hauptstrom 

angewiesen (SCHIEMER & WAIDBACHER, 

1992). Dabei werden jedoch im saisonalen Verlauf 

sehr unterschiedliche Lebensräume mit variierender 

abiotischer Ausprägung aufgesucht. 

Diese enge Einnischung bei der Mesohabitatauswahl 

(siehe auch Kapitel 8.6) weist auf die 

Bedeutung kleinräumiger Vernetzung verschiedener 

Habitate und somit reicher und vielfältiger 

Strukturierungen hin. 

78 

Verdeutlicht wird die Bedeutung gut vernetzter 

und strukturierter Schotterbänke bei 

Betrachtung des Populationsaufbaus der Nase 

vor und nach der Maßnahmenumsetzung 

(Abb. 8.37 und 8.38). So werden im Jahr 1989 

im Rahmen der Voruntersuchung insgesamt 

weit weniger als 100 Individuen der Nase gefangen. 

Die Fischlängen decken zwar ein weites 

Spektrum ab und weisen dadurch auf das 

Vorhandensein aller Jahrgänge hin. Von einem 

natürlichen Populationsaufbau war zu dieser 

Zeit aber nicht zu sprechen. Vor allem Juvenile, 

die im Idealzustand die größten Kohorten bilden, 

sind in viel zu geringem Ausmaß vorhanden. 

Einen natürlichen Populationsaufbau zeigt 

hingegen die Nase zehn Jahre später. Sowohl 

0+- als auch 1+-Individuen sind in hohen 

Stückzahlen entsprechend eines funktionierenden, 

natürlichen Aufkommens vertreten. Flach 

auslaufende Schotterbänke mit einer kleinräumigen, 

heterogenen Verzahnung, die neben 

stark angeströmten Bereichen auch Buchten 

mit stehendem Charakter umfassen, stellen für 

die wechselnden Ansprüche einzelner Entwicklungsstadien 

funktionsfähige Habitate dar. 

Anhand der saisonalen Einnischung juveniler 

Individuen einer einzigen Art, nämlich der 

Nase, lassen sich weitreichende Aussagen über

die Ausformung fischökologisch funktionsfähiger 

Maßnahmen in Stauwurzelbereichen machen 

und deren Bedeutung für die Fischfauna 

gut abschätzen. Das Wechselspiel zwischen 

Mesohabitat und Altersstadium erfordert einen 

weitgehend intakten Lebensraum. 

Derart positive Effekte auf Grund von Strukturierungsmaßnahmen 

sind auch aus anderen 

Fließgewässern dokumentiert. Das Phänomen 

der enormen Steigerung der Reproduktionszahlen 

ist auch in einem Revitalisierungsabschnitt 

der Oberen Drau belegt (ZAUNER & PIN- 

KA, 2000). 

Hier dominiert die Äsche als Leitfisch die 

Fischartenassoziation. Ähnlich der Nase, weist 

die Äsche in Abhängigkeit von ihrer Lebens- 


25 

20 

15 

10 

5 

0 

50 

70 

90 

110 

130 

150 

170 

190 

210 

230 

250 

270 

290 

310 

330 

350 

370 

390 

410 

430 

450 

470 

490 

510 

530 

550 

570 

Länge in mm 

reguliert n = 52 


phase eine differenzierte Einnischung innerhalb 

des Flussquerprofils auf. Dabei kommt 

den sehr seichten Zonen von Schotterbänken 

für die Juvenilphasen eine eminente Bedeutung 

zu. Mit zunehmendem Längenwachstum 

kommt es zu einer Verschiebung hin zu tieferen 

Zonen innerhalb des Profils. Adulte Äschen 

hingegen suchen wiederum im Zuge der Reproduktion 

geeignete Seichtbereiche auf 

Schotterbänken auf. 

Diese sehr ausgeprägte Einnischung spiegelt 

sich auch in den Längenfrequenzdiagrammen 

(Abb. 8.39) der Äsche ganz deutlich wider. 

Bereits auf den ersten Blick ist aus dem Diagramm 

des Revitalisierungsabschnittes die 

hohe Attraktivität dieser Maßnahme für die 


26 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

50 

70 

90 

110 

130 

150 

170 

190 

210 

230 

250 

270 

290 

310 

330 

350 

370 

390 

410 

430 

450 

470 

490 

510 

530 

550 

570 

Länge in mm 


der Nase in allen 

Untersuchungsstrecken im 

Jahr 1999. 

Abb. 8.39: Längenfrequenzdiagramm der Äsche an der Oberen Drau (links: reguliert, rechts: nach Revitalisierung). 

nach Revitalisierung n = 399 

79


Äsche erkennbar. Ein beinahe klassischer Populationsaufbau 

kann für diesen Abschnitt belegt 

werden. Es finden sich neben hohen 

Stückzahlen juveniler Altersklassen auch nennenswerte 

Anteile Adulter. Dies weist auf den 

in diesem Abschnitt vorliegenden gut ausgeprägten 

tiefen- und geschwindigkeitsspezifischen 

Gradienten hin. 

Die Daten aus dem Revitalisierungsabschnitt 

resultieren aus einer ca. 1 km langen Strecke. 

Mehr als doppelt so lang ist die Referenzstrekke 

für einen monotonen Regulierungsabschnitt. 

Aus dieser Strecke sind für die Erstellung 

des Längenfrequenzdiagrammes nur 52 

Individuen verfügbar. Auffallend sind die 

enorm geringen Anteile Juveniler. Die Populationsstruktur 

wird vielmehr von Adulten geprägt, 

die sich in diesem, ausschließlich mit 

Blockwurf gesicherten Abschnitt primär in der 

Flussmitte finden. 

Die Revitalisierungsmaßnahmen an der 

Oberen Drau wurden mittels des Modells zur 

Beurteilung der fischökologischen Funktionsfähigkeit 

(SCHMUTZ et. al., 2000) in Hinblick auf 

ihre ökologische Wirksamkeit überprüft. Dabei 

zeigte es sich, dass Revitalisierungsmaßnahmen 

die Verbesserung der fischökologischen 

Funktionsfähigkeit bewirken. 

Auch wenn die Anwendung des Modells zur 

Beurteilung der fischökologischen Funktions- 

80 

Junghuchen – findet sich 

vornehmlich, vergesellschaftet 

mit Jungnasen, 

auf Schotterbänken. 

fähigkeit für vorliegende Studie kaum möglich 

ist, so sind dennoch für einzelne Beurteilungskriterien 

signifikante Verbesserungen erkennbar. 

Unter diesem Aspekt können die Strukturierungsmaßnahmen 

als wertvoller Beitrag zu 

Verbesserung der fischökologischen Funktionsfähigkeit 

beurteilt werden. 

Zusammenfassend lässt sich für die Fischfauna 

im Oberen Donautal eine positive Entwicklung 

in Richtung einer leitbildkonformen, 

rheophilen Artenvergesellschaftung feststellen. 

Dabei zeigen die drei als Schotterbänke strukturierten 

Bereiche Fallau, Kramesau und Luger 

eine sehr ähnliche Entwicklung, die vor allem 

durch den enormen Zuwachs bei der Leitfischart 

Nase gekennzeichnet sind. Hohe Bedeutung 

kommt dabei der heterogenen und 

kleinräumigen Verzahnung der Habitate zu, da 

viele Arten und ihre Altersstadien in einer engen 

Beziehung zu ihrem Lebensraum stehen. 

Aus fischökologischer Sicht sind aber weitere 

Maßnahmen förderlich, da die momentane 

räumliche Ausdehnung bei Betrachtung des 

gesamten Stauraumes nur relativ gering erscheint. 

Ein Großteil der rheophilen Arten mit 

Präferenz für seicht überströmte Bereiche sind 

in ihrer Reproduktion auf diese „hot spots“ angewiesen. 

Zur Abpufferung eventueller negativer 

Einflüsse ist auch eine entsprechende flächige 

Ausdehnung erforderlich.


9 Evaluierung der Uferstrukturierungen anhand 

der wirbellosen Bodenfauna (Makrozoobenthos) 


In das Donau-Ökosystem wird seit dem 

19. Jahrhundert verstärkt eingegriffen: Maßnahmen 

zum Hochwasserschutz (Donauregulierung), 

die Bedeutung als europäische Wasserstraße, 

die Verwendung als „Vorfluter“ für 

Abwässer und die Nutzung der Wasserkraft 

veränderten den natürlichen Charakter des Donausystems 

noch bevor es wissenschaftlich untersucht 

werden konnte. 

Die meisten Nutzungsformen der Donau 

schwächen die ökologische Funktionsfähigkeit 

des Stromes und stehen daher im Widerspruch 

zu den Anforderungen des modernen Gewässerschutzes 

(Österreichisches Wasserrechtsgesetz, 

EU Wasserrahmenrichtlinie) sowie dem 

national wie auch international vereinbarten 

Ziel einer nachhaltigen Nutzung unserer Ressourcen 

(Nationaler Umweltplan 1995, Vertrag 

von Amsterdam 1999). 

Mit nur mehr zwei freien Fließstrecken im 

österreichischen Donau-Abschnitt stellen die 

Stauhaltungen eine besondere Herausforderung 

zur Umsetzung des modernen Gewässermanagements 

dar. 

Durch den Aufstau werden morphologische 

und hydraulische Eigenschaften des Gewässers 

verändert: Verringerung der Strömungsgeschwindigkeit 

und der Turbulenz, Erhöhung 

der Sedimentation mit Anhäufung feinkörnigen 

Sediments im Flussbett, Unterbindung des Geschiebetriebes, 

Vergrößerung der Wassertiefe 

und der Wasseroberfläche oder flächenmäßige 

Zunahme lenitischer Bereiche sind nur einige 

Beispiele dafür (vgl. HERZIG 1984, TITTIZER 1997). 

Dem Stauraum Aschach kommt hier eine 

wichtige Zeigerfunktion zu, da ein zwar durch 

Aufstau denaturierter, durch die Enge des 

Durchbruchstales jedoch anthropogen im Hinblick 

auf die Flussmorphologie kaum veränderter 

Bereich der Donau vorliegt. 

1985, im gleichen Jahr, in dem die „ökologische 

Funktionsfähigkeit“ als öffentliches Interesse 

in das österreichische Wasserrechtsgesetz 

(§§ 104, 105) aufgenommen wurde, erhielt die 

österreichische Wasserstraßendirektion den gesetzlichen 

Auftrag zur (u. a.) Wiederherstellung 

und Instandhaltung der Lebensräume für Pflanzen 

und Tiere (Wasserstraßenverordnung). 

Im Kontext dieser Verpflichtung initiierte die 

Wasserstraßendirektion eine Pilotstudie zur 

Verbesserung der naturräumlichen Situation im 

Stauwurzelbereich des KW Aschach. Aufbauend 

auf dieser „Fischökologischen Studie Oberes 

Donautal“ wurden in ausgewählten Uferbereichen 

Schotterstrukturen geschaffen, die dem 

Charakter der ursprünglichen Uferstrukturen 

nachempfunden wurden. 

Für die Gestaltung der neuen Uferflächen 

wurden 60.000 m 3 Schotter eingesetzt. Ziel der 

Maßnahmen ist die Wiederherstellung einer 

möglichst intakten Flora und Fauna, welche 

die Anforderungen an ein ökologisch funktionsfähiges 

Gewässer erfüllen. 

Vorliegende Studie dokumentiert die Entwicklung 

der wirbellosen Bodenfauna (Makrozoobenthos) 

im Anschluss an eine fünfjährige 

Stabilisierungsphase nach den Bauarbeiten von 

1993. 

Als Makrozoobenthos wird die Lebensgemeinschaft 

des Gewässerbodens bezeichnet. 

Die Mehrzahl der Benthostiere setzt sich aus 

Wirbellosen zusammen, zum Beispiel Muscheln, 

Schnecken, Krebse oder Insektenlarven. 

81


Im biologischen Monitoring nimmt das Makrozoobenthos 

weltweit eine wichtige Stellung 

ein, da die Verwendung benthischer Indikatoren 

viele Vorteile bietet (siehe Kasten). 

• Benthostiere sind „unbestechliche“ Indikatoren. 

Das Ergebnis einer Benthosaufnahme 

ist nicht durch Bewirtschaftung (Ernte, 

Besatz) beeinflussbar. Die Menge und die 

Zusammensetzung der Benthosfauna kann – 

mit Ausnahme von Flusskrebsen und ev. 

Großmuscheln (im Gegensatz zu manchen 

Fischarten) – nicht manipuliert werden. 

• Die Vertreter des Makrozoobenthos besiedeln 

alle nur denkbaren aquatischen 

Lebensräume und können damit als Umweltanzeiger 

vieler unterschiedlicher 

Gewässertypen bzw. aquatischer Teillebensräume 

herangezogen werden. 

• Die benthischen Evertebraten sind zur 

Eigenbewegung fähig und können damit 

ehemals beeinträchtigte Gewässerabschnitte 

rasch wiederbesiedeln. Sie sind aber im 

Regelfall zu ortsgebunden, um Schadeinflüssen 

ausweichen zu können. 

• Die benthische Makrofauna tritt zumeist in 

sehr hohen Artenzahlen von mehreren 

hundert Spezies pro Fließgewässerabschnitt 

auf und überstreicht eine große Vielfalt 

systematischer Gruppen mit jeweils sehr 

unterschiedlichen Ansprüchen an ihre Umwelt. 

Auf diese Weise ist ein breites Spektrum 

an Reaktionen auf Umweltstress gegeben. 

• Langzeitindikatoren: die relativ langen 

Lebenszyklen befähigen viele Arten des 

Makrozoobenthos zur Bioindikation zeitlich 

schwankender Umweltsituationen. Im 

speziellen kann die arttypische Entwicklungsdauer, 

die von wenigen Tagen bis zu 

vielen Jahren reicht, für die Analyse länger 

zurückliegender Einflüsse herangezogen 

werden. Auf der anderen Seite sind die 

Entwicklungszyklen so kurz, dass in überschaubarer 

Zeit Änderungen messbar sind 

(Erfolgskontrolle). 

82 

• Die qualitative Beprobung ist einfach 

und mit kostengünstiger Ausrüstung zu 

bewerkstelligen. 

• Ein hoher taxonomischer und ökologischer 

Kenntnisstand und moderne Bestimmungsliteratur 

ermöglichen verlässliche 

Determinationen und Interpretationen. 

(vgl. MOOG 1994) 

Ein dem Stand der Technik entsprechender 

Gebrauch makrozoobenthischer Indikatoren 

ist allerdings aufwendig und erfordert den Einsatz 

zahlreicher Fachspezialisten. Vor allem bei 

quantitativer Arbeitsweise macht die geklumpte 

Verteilung des Makrozoobenthos eine große 

Zahl von Parallelproben erforderlich. Zusätzlich 

bedingen die saisonalen Variationen von 

Vorkommen und Häufigkeit der Individuen oft 

mehrmalige Besammlungen pro Jahr. Die sorgfältige 

Zählung, Wägung und vor allem Bestimmung 

der Organismen ist sehr zeitaufwendig 

und dementsprechend kostenintensiv. Für die 

biozönotische Auswertung ist die Bestimmung 

aller nach dem Stand der Wissenschaft determinierbarer 

Organismen bis zum Artniveau unbedingt 

notwendig (ÖNORM M 6232 1997 und 

„Richtlinie zur Bestimmung der saprobiologischen 

Gewässergüte von Fließgewässern“, 

BMLF 1999). Ohne Kenntnis der Arten ist kein 

relevanter Bezug zu den Umweltfaktoren herstellbar. 

Mithilfe der makrozoobenthischen Indikatoren 

lassen sich wichtige Fragen einer 

ökologische Optimierung von Donaustauräumen 

lösen: 

• Dokumentation von Unterschieden zwischen 

der benthischen Besiedlung vor und 

nach der Errichtung der Schotterstrukturen. 

• Aufzeigen der ökologischen Wertigkeit von 

„herkömmlichem“ Blockwurf im Vergleich 

zu den neu geschaffenen Schotterstrukturen. 

• Erfassung und Erkennung standorttypischer, 

wertvoller „Zeigerarten“.

• Charakterisierung und Bewertung der neu 

geschaffenen Lebensräume. 

• Diskussion des ökologischen Potentials 

von Restrukturierungsmaßnahmen. 

• Beitrag zum Prozess der Ausweisung von 

„erheblich veränderten Wasserkörpern“ 

nach EU-Wasser-Rahmen-Richtlinie. 

9.2 Methodik und 

Probenentnahmedesign 

Es kommen mehrere lebensraumspezifische 

Beprobungsstrategien zur Anwendung: 

• Qualitative Besammlung aller vorhandenen 

Teillebensräume zur vollständigen Erfassung 

des benthischen Arteninventars der Schotterstrukturen 

und des Blockwurfes. 

• Entnahme quantitativer Proben (5-10 

Parallelproben) zur Charakteristik von 

Menge und Dichte der Besiedlung auf den 

Schotterstrukturen und dem Blockwurf. 

• Dokumentation der benthischen Besiedlung 

in den unterschiedlichen Tiefenbereichen 

der Donau (Querschnitt und Sohle). 

• Erfassung der saisonalen Dynamik durch 

drei Besammlungstermine (Sommer 1998, 

Winter 1999, Frühjahr 1999). 


Die Bezeichnung der Teillebensräume 

(Tab. 9.1) richtet sich nach der ÖNORM M 

6232, der FAUNA AQUATICA AUSTRIACA (MOOG 1995) 

und der „Richtlinie zur Bestimmung der saprobiologischen 

Gewässergüte von Fließgewässern“ 

(BMLF 1999). 

9.2.1 Qualitative Probenentnahme 

Die qualitative Probenentnahme dient der Erfassung 

des Artenbestandes. 

Hiezu werden alle Teillebensräume mit einem 

standardisierten Handnetz (Maschenweite 

100 µm) beprobt. Zur Probenentnahme an der 

Gewässersohle (Sand und Kies) wird das Netz 

auf dem Gewässerboden aufgestellt, stromaufwärts 

der Öffnung bewegbares Sediment mit 

der Hand oder dem Fuß aufgewirbelt und die 

vom Untergrund gelösten Organismen in den 

Netzbeutel geschwemmt. Ufervegetation, Wasserpflanzen 

und Baumwurzeln werden mit 

dem Handnetz abgestreift. 

An Hartsubstraten (Felsen, Blöcke, Steine 

oder Totholz) anhaftende Organismen werden 

mit der Pinzette gesammelt. 

Feinsedimente werden mittels Plastikrohr 

(Stechcore) ausgestochen. 

Abkürzung 

Substratbezeichnung 

Verbale Beschreibung Durchmesser 

HYG Hygropetrische dünner Wasserfilm über steinigem 

Stellen Substrat 

MGL Megalithal große Steine und Blöcke, anstehender 

Fels 

> 40 cm 

MAL Makrolithal grobes Blockwerk, etwa kopfgroße 20 - 40 cm 

(Blöcke) Steine bis maximal 40 cm Durchmesser 

vorherrschend mit variablen Anteilen 

von Steinen, Kies und Sand 

MSL Mesolithal faust- bis handgroße Steine mit 

6,3 - 20 cm 

(Steine) variablem Kies- und Sandanteil 

MIL Mikrolithal Grobkies (Taubenei- bis 

2 - 6,3 cm 

(Grobkies) Kinderfaustgröße) mit Anteilen von 

Mittel- und Feinkies sowie Sand 

AKL Akal (Kies) Fein- und Mittelkies 0,2 - 2 cm 

PSM Psammal Sand 0,063 - 2 mm 

PSP Psammopelal sandiger Schlamm 

PEL Pelal Schlick, Schluff und Schlamm < 0,063 mm 

ARG Argillal Tonfraktion 

Tab. 9.1: Abiotische Choriotop-Typologie 

nach 

„Richtlinie zur Bestimmung 

der saprobiologischen Gewässergüte 

von Fließgewässern“ 

(BMLF 1999). 

83


Tab. 9.2: Skala zur Schätzung der Abundanz von Makrozoobenthos 

nach „Richtlinie zur Bestimmung der saprobiologischen 

Gewässergüte von Fließgewässern“ (BMLF 1999). 

Bereits im Freiland werden die Dominanzverhältnisse 

mit einer Häufigkeitsschätzung ermittelt 

(siehe Tab. 9.2). 

Das qualitativ gesammelte Tiermaterial wird 

mit 70 %-igem Alkohol an Ort und Stelle fixiert 

und zur weiteren Bearbeitung ins Labor gebracht. 

9.2.2 Quantitative Probenentnahme 

Die quantitative Probenentnahme dient der Ermittlung 

der Faunendichte. 

Kiesige bis schottrige Substrate werden mit 

Kastensamplern von 0,04 bis 0,1 m 2 Grundfläche 

besammelt. Die Maschenweite der Fangnetze 

beträgt 100 µm. Durch Aufwühlen des 

Substrates innerhalb der Besammlungsfläche 

werden die Organismen aus der Bodenzone in 

die freie Welle getrieben und mit Hilfe der Strömung 

in das Fangnetz befördert. Steine ab 

etwa 10 cm Größe werden kontrolliert vom 

84 

Häufigkeitsstufe verbale Beschreibung 

1 vereinzelt 

2 spärlich 

3 mehrfach 

4 zahlreich 

5 massenhaft 

Gerätetaucher bei der Probenentnahme am Blockwurf. 

Aufwuchs befreit, harte Oberflächen mittels 

Spachtel und Bürste abgekratzt. 

Für die quantitative Beprobung von Feinsedimenten 

wird ein Stechcore (Sammelfläche 

21,3 cm 2 ) verwendet. 

In tieferen Zonen der Schotterstrukturen, an 

der Donausohle sowie am Blockwurf werden 

quantitative Proben nach zwei Gesichtspunkten 

entnommen und diskutiert: 

• Direktentnahme von Hand mit oben genannten 

Geräten durch einen Taucher 

(Dipl.-Ing. R. Wimmer, Büro ORCA). 

• Baggerproben von einem Schiff aus: mithilfe 

der Baggerschaufel (Löffelbagger) wird 

ungestörtes Bodensubstrat zur Beprobung 

kontrolliert an die Oberfläche befördert. 

Durch umsichtige Handhabung der Schaufel 

wird versucht, ein Abschwemmen von 

Feinsubstrat und Organismen hintan zu 

halten. Nach Abfließen des Wasserüberstandes 

werden direkt in der Schaufel quadratische 

Metallrahmen mit einer Grundfläche 

von 0,1 m 2 auf das Substrat aufgesetzt. Das 

innerhalb der Rahmen befindliche Substrat 

wird bis in eine Tiefe von 10 cm abgetragen 

und in einen Kübel befördert. 

Je nach Fragestellung und verwendetem Gerät 

werden bei den quantitativen Probenentnahmen 

fünf bis zehn Parallelproben entnommen. 

Alle quantitativen Proben werden in Plastikgefäße 

überführt, mit Formaldehyd auf eine 

Endkonzentration von 4 % fixiert und zur weiteren 

Bearbeitung ins Labor gebracht. 

An sämtlichen quantitativen und qualitativen 

Probenentnahmestellen werden folgende 

hydromorphologische und physikochemische 

Milieufaktoren erhoben: mittlere Strömungsgeschwindigkeit, 

Wassertiefe, Choriotopstruktur, 

Wassertemperatur und elektrische Leitfähigkeit.

9.2.3 Weitere Methoden 

Die Verwendung von Lichtfallen ist unverzichtbar 

für die vollständige Erhebung eines Arteninventars, 

da viele Tiere im Larvenstadium 

nicht bestimmt werden können oder nicht das 

ganze Jahr über im Gewässer leben. Lichtfallen 

bilden eine kostengünstige Möglichkeit das Artenspektrum 

durch Fänge ausgereifter, geflügelter 

Insekten (Adultfänge) zu vervollständigen. 

Im Prinzip wird bei dieser Methode eine 

batteriebetriebene Schwarzlichtröhre auf einen 

Kübel, in dem sich ein Gemisch aus Wasser 

und Netzmittel befindet, aufgesetzt. 

Zur vollständigen Erfassung des Artenspektrums 

werden ferner Adultfänge mit einem Kescher 

durchgeführt, wobei die Ufervegetation 

abgestreift wird. 

9.2.4 Laborarbeit 

Die weitere Bearbeitung der Proben im Labor 

folgt den Vorgaben der ÖNORM M 6232 unter 

Einhaltung der Kriterien von Qualitätssicherung 

und Qualitätskontrolle. 

Alle Tiere der quantitativen und qualitativen 

Besammlungen werden im Labor mittels Stereolupe 

und Mikroskop auf Artniveau bestimmt, 

gezählt und gewogen. Die Bestim- 


mung der einzelnen Großgruppen wird von taxonomischen 

Fachspezialisten durchgeführt. 

Das bearbeitete Tiermaterial wird – getrennt 

nach systematischen Einheiten – in 70 %-igem 

Ethanol konserviert und aufbewahrt. 

• Wenigborster: Dr. F. Sporka 

• Schnecken, Muscheln, Egeln, 

höhere Krebse: H. Nesemann 

• Eintagsfliegen: Dipl.-Ing. T. Ofenböck, 

Dipl.-Ing. A. Römer 

• Wasserkäfer: Dr. J. Kodada 

• Köcherfliegen, Steinfliegen: Dr. W. Graf 

• Zuckmücken: Dr. B. Janecek 

• Kriebelmücken: Dr. M. Car 

• übrige Gruppen: Dr. W. Graf, 

Dipl.-Ing. T. Ofenböck, Dipl.-Ing. A. Römer 

9.2.5 Auswertung 

Probenentnahme mit dem 

Baggerschiff. 

Die Diskussion der aquatischen Zönosen wird 

im Hinblick auf die Artengarnitur, die Dominanzstruktur, 

die Diversität, die Biomasse- und 

Individuenverteilung, die saprobiologische 

Einstufung, die längenzonale Verteilung nach 

biozönotischen Regionen und die Zuordnung 

zu funktionellen Ernährungstypen vorgenommen. 

85


Schotterstruktur Engelhartszell/Fallau. 

Die Einstufung der Indikatororganismen 

und die Berechnungsweise richten sich nach 

der FAUNA AQUATICA AUSTRIACA (MOOG 1995). Die 

rechnerische Auswertung wird mit dem Computerprogramm 

ECOPROF (Version 2.0) durchgeführt. 

86 

9.3 Untersuchungsstellen und 

-termine 

Sommeraspekt, 17. und 18.8.1998 

Die Probenentnahme am linken Donauufer erfolgt 

beim Gasthof Luger bei Stromkilometer 

2198,0 (Strecke 17) und in Kramesau zwischen 

Stromkilometer 2199,2 und 2199,6 auf der neu 

geschaffenen Schotterstruktur (Strecke 15) und 

bei Stromkilometer 2199,85 auf der Blockwurfverbauung. 

Die Probenentnahme am rechten Ufer erfolgt 

auf der Schotterbank bei Engelhartszell/ 

Fallau bei Stromkilometer 2201,6 (Strecke 5). 

Winteraspekt, 8.2.1999 

Am linken Donauufer erfolgt die Probenentnahme 

auf der Schotterbank zwischen Stromkilometer 

2199,1 und 2199,6 (Strecke 15). 

Abb. 9.1: Lage der beprobten Teillebensräume auf der Schotterstruktur Kramesau, 17./18.8.1998 (Quelle des Verlaufes der Schotterstrukturen: 

Dieplinger 1994). 

Abb. 9.2: Lage der beprobten Teillebensräume auf der Schotterstruktur Kramesau, 8.2.1999 (Quelle des Verlaufes der Schotterstrukturen: 

Dieplinger 1994).

Am rechten Donauufer wird der Blockwurf 

bei Engelhartszell bei Stromkilometer 2200,2 

beprobt. 

Frühjahrsaspekt, 30. und 31.3.1999 

Die Probenentnahme am linken Donauufer findet 

in Kramesau zwischen Stromkilometer 

2199,1 und 2199,4 auf der Schotterstruktur 

(Strecke 15) bzw. an der „Ursohle“ statt. 

Die Probenentnahme am rechten Donauufer 

erfolgt bei Engelhartszell zwischen Stromkilometer 

2201,6 und 2200,2. Bei Strom-km 2201,6 

werden die Proben auf der Schotterstruktur 

Engelhartszell/Fallau (Strecke 5) entnommen. 

Bei Strom-km 2200,2 wird die Blockwurfverbauung 

beprobt. 


Einen Überblick der quantitativen Sammelstellen 

mit Angabe der Bezeichnung und der dominierenden 

Substrattypen im Querverlauf der 

Donau gibt Abb. 9.4. 

9.4 Ergebnisse und Diskussion 

9.4.1 Faunenmenge und -dichte 

Die Menge der Indikatororganismen gibt Auskunft 

über standörtlich ausgeglichene, fördernde 

bzw. hemmende Einflüsse. Beispielsweise 

führt Belastung durch Nährstoffe oder organische 

Abwässer zu einer Zunahme, während 

Strukturverringerung durch wasserbauliche 

Maßnahmen für Schifffahrt, Hochwasserschutz 

Abb. 9.3: Lage der beprobten Teillebensräume auf der Schotterstruktur Kramesau, 30./31.3.1999 (Quelle des Verlaufes der Schotterstrukturen: 

Dieplinger 1994). 

Abb. 9.4: Lage der Probenstellen im Querschnitt ohne Maßstab (Quelle: Baumgartner 1999); zur Substratsbezeichnung siehe 

Tab. 9.1; zur Teillebensraumbestimmung siehe Tab. 9.3. 

87


quantitative Probenentnahme 30. & 31.3.1999 

Lage Substrat 

Kramesau 

KUB I Uferbereich der Schotterstruktur Sand/(Schlamm) 

KUB II Uferbereich der Schotterstruktur Sand/(Schlamm) 

KBO "Böschung oben": oberer Bereich der 

Schotterstruktur 

Sand/Kies/Steine 

KBU "Böschung unten": Böschungsfuß der 

Schotterstruktur 

Schlamm/Sand/Kies 

KS Sohle ("Sohle Rand") Steine 

Engelhartszell 

EBO "Block oben": oberer Bereich der 

Blockwurfverbauung 

Blöcke 

EBU "Block unten": tieferer Bereich der 

Blockwurfverbauung 

Blöcke 

ES Sohle Kies/Steine 

und Energiegewinnung Verringerungen des 

Tierbestandes mit sich bringen. 

Die Faunenmenge wird auch als Abundanz 

bezeichnet und kann in Form von Gewicht 

(Biomasse) oder Zählzahlen (Individuendichten) 

angegeben werden. 

Die Biomasse der österreichischen Donaufauna 

schwankt zwischen 2,00 g/m 2 und 38,23 

g/m 2 (siehe Abb. 9.5), (Literaturangaben zusammengefasst 

in SCHMIDT-KLOIBER et al. 1999). 

Die aktuellen Biomassenwerte für die 

Stromsohle („Sohle Mitte“) werden aus den 

88 

Tab. 9.3: Teillebensraumbezeichnung 

und Substratbeschreibung 

der quantitativen 

Probenentnahme durch 

den Taucher im März 1999. 

vom Baggerschiff entnommenen Proben im 

Bereich Engelhartszell und Kramesau gemittelt. 

Alle anderen Biomassewerte errechnen sich 

aus den Tauchproben. Die Größenordnung der 

Biomasse an der Sohle ist den Befunden der 

Erstaufnahmen (JANECEK et al. 1991) vergleichbar 

und fügt sich gut in das Bild der bereits aus 

der Literatur bekannten Donau-Biomassen ein. 

Auffallend sind die vergleichsweise hohen 

mittleren Biomassen der „Sohle Rand“ 

(52,53 g/m 2 ) und der „Schotterstruktur Kramesau“ 

(32,54 g/m 2 ). 

Abb. 9.5: Vergleich von Donau-Biomassen 

mit Vertrauensgrenzen.

Individuen/m 2 Gramm/m 2 

Einen detaillierten Überblick über die Biomassen- 

und Individuenverteilung im Donauquerschnitt 

zeigt Abb. 9.6. 

Innerhalb des besammelten Transektes fallen 

zwei Teillebensräume mit einer vergleichsweise 

hohen Biomasse auf: 

• Die schlammigen und sandigen Habitate 

der Uferbereiche (45,49 g/m 2 ) werden dicht 

von diversen „wurmförmigen“ Lebewesen 

(Naididae, Tubificidae, Hypania invalida) 

und Zuckmückenlarven besiedelt. 

• Die Biomasse der „Sohle Rand“ steigt auf 

52,53 g/m 2 , wovon mehr als 75 % zu den 

pontokaspischen Neueinwanderern (siehe 

Kapitel 9.4.4), vornehmlich Kleinkrebse 

(Amphipoda) und Vielborster (Polychaeta) 

marinen Ursprungs, gehören. Andere dominierende 

Großgruppen sind die Egel und 

die Strudelwürmer. Die hohe Biomasse 

spiegelt möglicher Weise die ausgeprägte 

Sedimentstabilität dieses Habitates wider. 

Im Gegensatz dazu kommt es an der Böschung 

und in der „Sohle Mitte“ durch 

Wellenschlag respektive Wasserbewegung 

zu permanenten Geschiebeumlagerungen, 

die sich negativ auf die Faunendichte 

auswirken. 


Abb. 9.6: Biomassen- und 

Individuenverteilung im 

Donau-Querschnitt. 

Der Biomassebefund wird durch die Individuenverteilung 

bestätigt: 

• Die höchste Individuenabundanz (59.145,7 

Ind./m 2 ) wird ebenfalls in den Uferbereichen 

gefunden, wo die Fauna von „wurmförmigen“ 

Lebensformen dominiert wird, 

hauptsächlich von Nematoden und Tubificiden 

(Limnodrilus claparedeianus, 

Potamothrix moldaviensis). 

• Die zweithöchste Individuendichte weist 

der Bereich „Sohle Rand“ auf (38683,33 

Ind./m 2 ). Die Gewässersohle ist hier dicht 

vom Schlickkrebs Corophium curvispinum 

bedeckt, welcher 60 % der Gesamtindividuenzahl 

ausmacht. 

9.4.2 Taxonomische Zusammensetzung 

Die Anzahl der Arten einer Biozönose zählt 

zum Kernstück zahlreicher biologischer Bewertungsmethoden. 

Grundsätzlich wird davon 

ausgegangen, dass ungestörte (optimale) Lebensräume 

einen ausgewogenen und vergleichsweise 

hohen Artenbestand aufweisen 

und dass die Artenzahl eines Lebensraumes 

unter Umweltstress abnimmt. In der österrei- 

89


Tab. 9.4: Im Untersuchungsgebiet nachgewiesene Taxa. 

90 

TURBELLARIA 

Turbellaria Gen. sp. 

DENDROCOELIDAE 

Dendrocoelum romanodanubiale (CODREANU) 

DUGESIIDAE 

Dugesia cf. gonocephala DUGES 

Dugesia sp. 

NEMATODA 

Nematoda Gen. sp. 

MERMITHIDAE 

Gastromermis sp. 

Hydromermis sp. 

Lanceimermis sp. 

Mermithidae Gen. sp. 

Romanomermis sp. 

MONONCHIDAE 

Mononchidae Gen. sp. 

GASTROPODA 

BITHYNIIDAE 

Bithynia tentaculata (LINNAEUS, 1758) 

HYDROBIIDAE 

Lithoglyphus naticoides (C. PFEIFFER, 1828) 

Potamopyrgus antipodarum (GRAY, 1843) 

PLANORBIDAE 

Ancylus fluviatilis O.F. MÜLLER, 1774 

BIVALVIA 

SPHAERIIDAE 

Casertiana casertana (POLI, 1791) 

Casertiana henslowana (SHEPPARD, 1823) 

Casertiana milium (HELD, 1836) 

Casertiana moitessieriana (PALADILHE, 1866) 

Casertiana obtusalis (LAMARCK, 1818) 

Casertiana subtruncata (MALM, 1855) 

Casertiana supina (A. SCHMIDT, 1851) 

Pisidium amnicum (O.F. MÜLLER, 1774) 

Sphaerium corneum (LINNAEUS, 1758) 

Sphaerium rivicola (LAMARCK, 1818) 

Sphaerium sp. juv. 

UNIONIDAE 

Anodonta anatina (LINNAEUS, 1758) 

Unio pictorum (LINNAEUS, 1758) 

POLYCHAETA 

AMPHARETIDAE 

Hypania invalida (GRUBE, 1860) 

OLIGOCHAETA 

ENCHYTRAEIDAE 

Cernosvitoviella sp. 

Lumbricillus rivalis LEVINSON, 1883 

GLOSSOSCOLECIDAE 

Criodrilus lacuum HOFFMEISTER, 1845 

LUMBRICIDAE 

Eiseniella tetraedra (SAVIGNY, 1826) 

LUMBRICULIDAE 

Bythonomus lemani (GRUBE, 1879) 

Stylodrilus heringianus CLAPAREDE, 1862 

Stylodrilus sp. 

NAIDIDAE 

Amphichaeta leydigii TAUBER, 1879 

Chaetogaster setosus SVETLOY, 1925 

Nais alpina SPERBER, 1948 

Nais bretscheri MICHAELSEN, 1899 

Nais christinae KASPRZAK, 1973 

Nais elinguis MÜLLER, 1773 

Nais simplex PIGUET, 1906 

Nais stolci HRABE, 1981 

Pristina foreli (PIGUET, 1906) 

Pristinella menoni (AIYER, 1929) 

Vejdovskyella comata (VEJDOVSKY, 1883) 

Vejdovskyella intermedia (BRETSCHER, 1896) 

TUBIFICIDAE 

Aulodrilus pluriseta (PIGUET, 1906) 

Limnodrilus claparedeianus RATZEL, 1868 

Limnodrilus hoffmeisteri CLAPAREDE, 1862 

Limnodrilus profundicola (VERILL, 1871) 

Limnodrilus sp. 

Limnodrilus udekemianus CLAPAREDE, 1862 

Potamothrix danubialis (HRABE) 

Potamothrix moldaviensis (VEJDOVSKY & 

MRAZEK, 1902) 

Potamothrix vejdovskyi (HRABE, 1941) 

Psammoryctides barbatus (GRUBE, 1861) 

Psammoryctides moravicus (HRABE, 1934) 

Rhyacodrilus coccineus (VEJDOVSKY, 1879) 

Tubifex tubifex (MÜLLER, 1774) 

HIRUDINEA 

ERPOBDELLIDAE 

Dina punctata JOHANNSON, 1927 

Erpobdella octoculata (LINNAEUS, 1758) 

GLOSSIPHONIIDAE 

Pseudosmittia sp. 

Rheocricotopus chalybeatus (EDWARDS, 1929) 

Rheocricotopus effusus (WALKER, 1856) 

Rheocricotopus fuscipes (KIEFFER, 1909) 

Rheotanytarsus sp. 

Stictochironomus cf. maculipennis 

(MEIGEN, 1818) 

Stictochironomus sp. 

Sympotthastia macrocera SERRA-TOSIO, 1968 

Sympotthastia sp. 

Synorthocladius semivirens (KIEFFER, 1909) 

Tanytarsini Gen. sp. 

Tanytarsus cf. brundini LINDEBERG, 1963 

Glossiphonia complanata (LINNAEUS, 1758) 

PISCICOLIDAE 

Caspiobdella fadejewi (EPSHTEIN, 1961) 

AMPHIPODA 

COROPHIIDAE 

Corophium curvispinum (SARS, 1895) 

GAMMARIDAE 

Dikerogammarus haemobaphes 

(EICHWALD, 1841) 

Dikerogammarus sp. 

Dikerogammarus villosus (SOVINSKY, 1894) 

Echinogammarus ischnus (BEHNING, 1889) 

Echinogammarus trichiatus (MARTYNOV, 1932) 

Gammarus fossarum KOCH, 1835 

Gammarus roeselii GERVAIS, 1835 

Niphargus sp. 

Obesogammarus obesus (SARS, 1894) 

DECAPODA 

ATYIDAE 

Atyaephyra desmaresti (MILLET, 1831) Ö 

ISOPODA 

JANIRIDAE 

Jaera istri VIEUILLE, 1979 

EPHEMEROPTERA 

BAETIDAE 

Baetis alpinus PICTET, 1843-1845 

Baetis rhodani PICTET, 1843-1845 

Baetis sp. 

CAENIDAE 

Caenis luctuosa (BURMEISTER, 1839) 

Caenis sp. juv. 

HEPTAGENIIDAE 

Ecdyonurus sp. juv. 

Ecdyonurus venosus (FABRICIUS, 1775) 

Ecdyonurus venosus-Gr. 

Heptagenia sulphurea (MÜLLER, 1776) 

POLYMITARCYIDAE 

Ephoron virgo (OLIVIER, 1791) 

POTAMANTHIDAE 

Potamanthus luteus (LINNAEUS, 1767) 

ODONATA 

GOMPHIDAE 

Gomphus vulgatissimus (LINNAEUS, 1758) 

PLECOPTERA 

LEUCTRIDAE 

Leuctra sp. 

NEMOURIDAE 

Nemoura sp. 

Protonemura sp. 

MEGALOPTERA 

SIALIDAE 

Sialis cf. fuliginosa (PICTET) 

Sialis sp. 

COLEOPTERA 

ELMIDAE 

Elmis sp. 

Limnius sp. 

Oulimnius tuberculatus (MÜLLER, 1806) 

GYRINIDAE 

Gyrinidae Gen. sp. 

TRICHOPTERA 

BRACHYCENTRIDAE 

Brachycentrus subnubilus CURTIS, 1834 

Micrasema minimum McLACHLAN, 1876 

Oligoplectrum maculatum (FOURCROY, 1785) 

GLOSSOSOMATIDAE 

Glossosoma boltoni CURTIS, 1834 

HYDROPSYCHIDAE 

Hydropsyche bulgaromanorum MALICKY, 1977 

Hydropsyche contubernalis McLACHLAN, 1865 

Hydropsyche exocellata DUFOUR, 1841 Ö 

Hydropsyche guttata PICTET, 1834 

Hydropsyche sp. 

HYDROPTILIDAE 

Hydroptila sp. 

LEPIDOSTOMATIDAE 

Lepidostoma hirtum (FABRICIUS, 1775) 

LEPTOCERIDAE 

Ceraclea annulicornis (STEPHENS, 1836) 

Ceraclea sp. 

LIMNEPHILIDAE 

Allogamus auricollis (PICTET, 1834) 

Potamophylax sp. 

ODONTOCERIDAE 

Odontocerum albicorne (SCOPOLI, 1763) 

PSYCHOMYIIDAE 

Psychomyia pusilla (FABRICIUS, 1781) 

Tanytarsus sp. 

Thienemannia sp. 

Thienemannimyia Gr., Gen. indet. 

Tvetenia calvescens (EDWARDS, 1929) 

Tvetenia verralli (EDWARDSS, 1929) 

Tvetenia cf. vitracies SAETHER, 1969 

Virgatanytarsus sp. 

EMPIDIDAE 

Hemerodromia sp. 

LIMONIIDAE 

Antocha sp. 

SIMULIIDAE 

Simulium erythrocephalum (DE GEER, 1776) 

DIPTERA 

Diptera Gen. sp. 

CERATOPOGONIDAE 

Ceratopogonidae Gen. sp. 

CHIRONOMIDAE 

Ablabesmyia longistyla FITTKAU, 1962 

Apsectrotanypus trifascipennis 

(ZETTERSTEDT, 1838) 

Brillia bifida (KIEFFER, 1909) 

Bryophaenocladius sp. 

Chironominae Gen. sp. 

Chironomini Gen. sp. 

Chironomus acutiventris WÜLKER, RYSER & 

SCHOLL, 1983 

Chironomus sp. 

Cladotanytarsus mancus-Gr. 

Cladotanytarsus sp. 1 

Cladotanytarsus vanderwulpi (EDWARDS, 1929) 

Conchapelopia sp. 

Cricotopus fuscus (KIEFFER, 1909) 

Cricotopus sp. 

Cricotopus tremulus (LINNAEUS, 1758) 

Cricotopus triannulatus MACQUART, 1826 

Cryptochironomus sp. 

Diamesa cinerella MEIGEN, 1835 

Diamesa cinerella-Gr. 

Diamesa insignipes KIEFFER, 1908 

Diplocladius cultriger KIEFFER, 1908 

Einfeldia pagana (MEIGEN, 1838) 

Eukiefferiella claripennis (LUNDBECK, 1898) 

Eukiefferiella clypeata (KIEFFER, 1923) 

Eukiefferiella coerulescens (KIEFFER, 1926) 

Eukiefferiella devonica/ilkleyensis 

Eukiefferiella gracei (EDWARDS, 1929) 

Eukiefferiella lobifera GOETGHEBUER, 1934 

Eukiefferiella minor/fittkaui 

Eukiefferiella sp. 

Eukiefferiella tirolensis GOETGHEBUER, 1938 

Glyptotendipes pallens (MEIGEN, 1804) 

Harnischia sp. 

Heterotrissocladius marcidus (WALKER, 1856) 

Macropelopia cf. nebulosa (MEIGEN, 1804) 

Metriocnemini Gen. sp. 

Microchironomus tener (KIEFFER, 1918) 

Micropsectra atrofasciata-Agg. 

Micropsectra notescens (WALKER, 1856) 

Micropsectra sp. 

Microtendipes cf. britteni (EDWARDS, 1929) 

Microtendipes chloris-Gr. 

Monodiamesa nitida (KIEFFER, 1918) 

Monodiamesa sp. 

Nanocladius rectinervis (KIEFFER, 1911) 

Neozavrelia sp. 

Odontomesa fulva (KIEFFER, 1919) 

Orthocladiinae Gen. sp. 

Orthocladiini COP 

Orthocladius ashei SOPONIS, 1990 

Orthocladius frigidus (ZETTERSTEDT, 1838) 

Orthocladius fuscimanus (KIEFFER, 1908) 

Orthocladius cf. glabripennis 

(GOETGHEBUER, 1921) 

Orthocladius obumbratus JOHANNSEN, 1905 

Orthocladius rivicola KIEFFER, 1921 

Orthocladius rivicola-Gr. 

Orthocladius rivulorum KIEFFER, 1909 

Orthocladius rubicundus (MEIGEN, 1818) 

Orthocladius sp. 

Orthocladius thienemanni KIEFFER, 1906 

Orthocladius wetterensis BRUNDIN, 1956 

Paracladius conversus (WALKER, 1856) 

Paracladopelma mikiana 


Paracladopelma cf. nigritula 


Paracladopelma nigritula-Gr. 

Parakiefferiella bathophila (KIEFFER, 1912) 

Parametriocnemus stylatus (KIEFFER, 1924) 

Paraphaenocladius sp. 

Paratanytarsus dissimilis JOHANNSEN, 1905 

Paratendipes cf. albimanus (MEIGEN, 1818) 

Paratrichocladius rufiventris (MEIGEN, 1830) 

Paratrichocladius skirwithensis 

(EDWARDS, 1929) 

Paratrissocladius excerptus (WALKER, 1856) 

Pentaneurini Gen. sp. 

Polypedilum aegyptium KIEFFER, 1925 

Polypedilum albicorne (MEIGEN, 1938) 

Polypedilum convictum (WALKER, 1856) 

Polypedilum laetum (MEIGEN, 1818) 

Polypedilum scalaenum-Gr. 

Potthastia gaedii (MEIGEN, 1838) 

Potthastia longimana (KIEFFER, 1922) 

Potthastia longimana-Gr. 

Procladius sp. 

Prodiamesa delphinensis SERRA-TOSIO, 1964 

Prodiamesa olivacea (MEIGEN, 1818) 

Prodiamesa rufovittata GOETGHEBUER, 1932 

Simulium ornatum MEIGEN, 1818 

Simulium variegatum MEIGEN, 1818 

TIPULIDAE 

Tipula sp. 

BRYOZOA 

Bryozoa Gen. sp.

chischen Praxis der Beurteilung der ökologischen 

Funktionsfähigkeit, im europäischen 

Umweltmonitoring (EU-Wasserrahmenrichtlinie), 

aber auch in Übersee (US-EPA) kommt 

der Artenzahl eine Schlüsselfunktion zu (MOOG 

1994, CHOVANEC et al. 1994, 1996, ÖNORM M 

6232 1997, BARBOUR et al. 1999, KARR & CHU 

1999). 

Da nicht alle Organismen bis zum Artniveau 

bestimmt werden können, hat sich der Ausdruck 

Taxazahl durchgesetzt. Damit wird die 

Summe aller taxonomisch (bestimmungstechnisch) 

erfassbaren Einheiten beschrieben. 

Während der gesamten Untersuchungsperiode 

werden 229 Taxa nachgewiesen (siehe 

Tab. 9.4). 

9.4.2.1 Vergleich der Taxazahlen mit 

anderen Untersuchungen an der Donau 

In Tab. 9.4 werden die erhobenen Taxazahlen 

der jeweiligen Großgruppen den Taxazahlen 

der Erststudie (JANECEK et al. 1991) und anderer 

Donaubefunde in diesem Bereich gegenüber- 

Tab. 9.5: Vergleich der Taxazahlen mit anderen Donau-Untersuchungen. 


gestellt (MOOG et al. 2000). 

Die aktuellen Untersuchungen belegen einen 

deutlichen Anstieg der Taxavielfalt. Die 

bislang aktuellsten Zusammenstellungen der 

Donauarten (MOOG et al. 1995, 2000) listen für 

den Donauabschnitt zwischen dem Kraftwerk 

Jochenstein und dem Kraftwerk Aschach 142 

Taxa auf. In vorliegender Studie können 229 

Taxa nachgewiesen werden. Dieser Anstieg 

der Taxavielfalt ist besonders bemerkenswert, 

da bei MOOG et al. (2000) die Ergebnisse mehrerer 

Untersuchungen zusammengefasst wurden 

und außerdem einen größeren Donauabschnitt 

umfassen als in vorliegender Studie. 

Vergleich 1989-1999 

Im direkten Vergleich mit den Erstaufnahmen 

von 1989 bestätigt sich eine Erhöhung der Taxazahl 

im Untersuchungsgebiet von 65 auf 229 

Taxa (JANECEK et al. 1991). Die Restrukturierungsmaßnahmen 

tragen in diesem Fall offensichtlich 

zu einer Erhöhung der Taxavielfalt 

bei. 

MOOG et JANECEK 

vorliegende Studie 

al. 2000 et al. 1991 

17.08.1998 – 31.03.1999 

Jochenstein 

bis 

Aschach 

gesamt Sohle 

Rand 

Sohle 

Mitte 

gesamt Sohle 

Rand 

Sohle 

Mitte 

Struktur K Struktur E Block 

PORIFERA 1 1 1 - - - - - - - 

TURBELLARIA 5 1 1 - 4 3 3 4 3 3 

NEMATODA - 1 1 1 7 1 5 2 6 1 

GASTROPODA 14 2 1 1 6 3 1 5 2 2 

BIVALVIA 13 4 4 4 11 4 5 10 5 2 

POLYCHAETA 1 1 1 - 1 1 1 1 1 1 

OLIGOCHAETA 21 11 3 9 32 7 6 26 13 9 

HIRUDINEA 6 2 - 2 4 1 3 2 1 1 

MYSIDACEA 1 - - - - - - - - - 

AMPHIPODA 3 2 2 2 10 6 5 10 6 5 

DECAPODA - - - - 1 - - - - 1 

ISOPODA 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 

EPHEMEROPTERA 6 3 1 3 11 3 2 9 4 4 

PLECOPTERA - - - - 3 1 - 2 1 1 

ODONATA - - - - 1 - - 1 - - 

HETEROPTERA 1 - - - - - - - - - 

MEGALOPTERA 1 - - - 2 - - 2 - - 

COLEOPTERA 3 1 - 1 4 - - 3 2 - 

TRICHOPTERA 13 3 2 3 17 6 5 7 9 11 

DIPTERA 50 31 8 17 113 19 32 71 40 55 

BRYOZOA 1 1 - - 1 - - 1 - 1 

SUMME 142 65 26 44 229 56 69 157 94 98 

91


Taxazahl 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

In der Mitte der Donau („Sohle Mitte“) wirkt 

sich der Einsatz des Baggerschiffes besonders 

positiv auf die gründliche Erfassung der Donauarten 

aus. Der Bestand dieses bislang nicht 

optimal besammelten Habitates erhöht sich 

von 44 auf 69 Taxa. 

Vergleich Schotterstruktur-ursprüngliche 

Substrate („Sohle Rand“ bzw. Blockwurf) 

Die ökologische Bewertung der neu geschaffenen 

Schotterstrukturen erfolgt durch einen Vergleich 

der Taxazahlen mit jenen der „Sohle 

Rand“ als auch mit dem Blockwurf, da beide 

Habitate die Gegebenheiten vor der Restrukturierung 

widerspiegeln. Der Blockwurf dient 

ferner als Vergleichssituation für nicht strukturierte 

Abschnitte der Donau. 

Auf der „Sohle Rand“ werden 1989 26 Taxa 

gefunden. Diese Zahl steigt mit Errichtung der 

Schotterstruktur auf 157 Taxa. Berücksichtigt 

man den Einfluss der höheren Probenanzahl, 

indem man nur Proben aus dem Jahre 1999 

zum Vergleich heranzieht, ist von einem Anstieg 

der Taxa von 56 auf 157 durch die Restrukturierung 

auszugehen. 

Das Techno-Megalithal des Blockwurfes 

wird aktuell von 98 Taxa besiedelt. Auch hier 

schlägt sich im Vergleich die neue biologische 

Reichhaltigkeit der Schotterstrukturen mit 157 

Taxa deutlich zu Buche. 

92 

Gesamt 

Sohle Rand 

1989 

Sohle Mitte 

1999 

Struktur 

Blockwurf 

Abb. 9.7: Vergleich der Taxazahlen der Untersuchungen 1989 

und 1999. 

Auf den Schotterstrukturen in Engelhartszell 

werden mit geringerem Beprobungsumfang 94 

Taxa gefunden. Kombiniert man die beiden 

Schotterstrukturen und ihre Taxavielfalt zu einem 

Habitattyp, werden sie von insgesamt 188 

Taxa besiedelt. In Gegenüberstellung mit dem 

vormals vorherrschenden Habitat „Blockwurf“ 

kommt dies einer Verdoppelung der Artenzahl 

gleich. Auch BANNING et al. (1990) haben in ihren 

Untersuchungen an der deutschen Donau 

einen deutlichen Zusammenhang zwischen 

Substrat- und Artenvielfalt festgestellt. 

Die Auswertung der Artenzahlen belegt in 

eindrucksvoller Weise, dass durch die Restrukturierungsmaßnahmen 

im Stauwurzelbereich 

des Kraftwerkes Aschach für das Makrozoobenthos 

nicht nur mehr Lebensräume geschaffen 

wurden, sondern diese auch tatsächlich 

besiedelt werden (vgl. BAUMGARTNER 1999). 

Der Buchtbereich – ein wichtiger Habitattyp der neu geschaffenen 

Uferstruktur bei Kramesau.

9.4.2.2 Habitatspezifische 

Taxazusammensetzung 

Die Beurteilung der neu geschaffenen Schotterstrukturen 

erfordert ein besonderes Augenmerk 

auf das Vorkommen der einzelnen Taxa 

in den unterschiedlichen Teillebensräumen 

(Habitaten). Auf diese Weise ist eine Charakteristik 

der habitatgebundenen Lebensweise vieler 

Arten möglich. 

Abb. 9.8 zeigt den Einfluss der unterschiedlichen 

Substrate innerhalb der Schotterstruktur 

auf die Gesamttaxazahl. 

Ein gutes Beispiel der Substratgebundenheit 

der Fließgewässerfauna gibt die Tatsache, dass 

von den 229 vorgefundenen Taxa nur 12 in allen 

Teillebensräumen vorkommen, 97 besiedeln 

mehr als einen Teillebensraum. In den 

durch die Restrukturierungsmaßnahmen geschaffenen 

Teillebensräumen siedeln sich unterschiedliche, 

spezifische Zönosen an: 15 

Taxa werden ausschließlich in der Sohlenmitte 

vorgefunden, sechs im Teillebensraum „Sohle 

Rand“. 47 Taxa besiedeln ausschließlich die 

Böschungen und 32 nur die Uferbereiche. 

Auch der Blockwurf bietet einer spezifischen 

Zönose Lebensraum: 31 Taxa kommen nur am 

„Techno-Megalithal“ der Uferverbauung vor. 

Insgesamt werden die neugeschaffenen 

Schotterstrukturen in Kramesau und in Engelhartszell 

– bestehend aus „Böschung“ und 

„Ufer“ – von 91 Taxa besiedelt, die in keinem 

anderen Teillebensraum vorkommen. 

Durch die im Zuge der Restrukturierung aufgebrachten 

Schottermassen wurden vielfältige 

Abb. 9.8: Anzahl der Taxa in den einzelnen Teillebensräumen der Schotterstruktur Kramesau. 


neue Strukturen geschaffen, die an sich schon 

eine Bereicherung der vorhandenen Lebensräume 

bieten. Darüber hinaus wird durch die 

Heterogenität des Schotterkörpers die Entstehung 

weiterer Habitate bewusst initiiert. So 

werden zum Beispiel in den Buchten der 

Schotterstrukturen durch die verringerte Strömungsgeschwindigkeit 

Sand und Schlamm abgelagert. 

In der Vergangenheit wurden diese 

für die Uferbereiche der frei fließenden Donau 

typischen kleinkörnigen Sedimente einhergehend 

mit der Kanalisierung des Flusses in ein 

geradliniges Korsett zunehmend ausgewaschen 

und weggespült. 

Die nun wieder entstehenden sandigen und 

schlammigen Substrate erlauben in weiterer 

Folge die Entwicklung einer reichen Feinsediment-Fauna 

(Tubificidae, Naididae und Nematoda) 

(TITTIZER 1990). Die Schotterstrukturen 

bieten aber auch gefährdeten Arten wie etwa 

der Malermuschel (Unio pictorum), der Teichmuschel 

(Anodonta anatina) oder der Flusslibelle 

Gomphus vulgatissimus einen Lebensraum. 

Außerdem finden sich hier Substrat-Spezialisten, 

wie etwa sandgrabenden Zuckmükken 

(Odontomesa fulva, Prodiamesa olivacea) 

oder die in der Donau fast ausgerottete Eintagsfliege 

Ephoron virgo (Uferaas). Diese Bereiche 

stellen auch ein wichtiges Habitat für 

eine reichhaltige, an gut durchlüftete Feinsedimente 

angepasste Mollusken-Fauna dar, z.B. 

für den Steinkleber (Lithoglyphus naticoides) 

oder die Erbsenmuschelarten Casertiana henslowana 

und Casertiana moitessieriana. 

93


Eine relativ hohe Taxazahl (31) besiedelt 

den durch seine harte Oberfläche schwer bewohnbaren 

Blockwurf. Diese Tatsache erklärt 

sich durch die unterschiedlichen Strukturen innerhalb 

des Blockwerkes. In den Zwischenräumen 

der großen Blöcke können sich Sand und 

Schlamm ablagern. Obwohl es sich bei der 

Blockwurfverbauung um ein künstliches Substrat 

handelt, erfüllt sie eine wichtige Funktion 

als Ersatz für natürliche felsige Uferhabitate 

oder aber auch für Totholz. TITTIZER & SCHLEUTER 

(1989) beschreiben die ökologische Funktion 

der Blockwurfverbauung: „Der durch die fahrenden 

Schiffe erzeugte Sog und Schwall wirkt 

selektierend auf die Biozönose der Uferbereiche. 

Nur einige wenige an diese Brandungsverhältnisse 

angepasste Organismen können der 

hier vorherrschenden mechanischen Belastung 

standhalten. Da jedoch in einem gestauten 

Fluss in der Regel Stillwasserbereiche dominieren, 

tragen diese Brandungszonen zur Bereicherung 

der Strukturvielfalt des Lebensraumes 

bei.“ 

9.4.2.3 Diversitätsindices 

Es werden die Diversitätsindices nach SHANNON 

& WEAVER (1948) und WILHM & DORRIS (1968) 

berechnet. Die Werte können im Bereich von 0 

bis unendlich liegen. In Fließgewässern werden 

meist Werte zwischen 3 und 8 erzielt. 

Grundsätzlich ist davon auszugehen, dass mit 

steigendem Index eine Erhöhung der Artenvielfalt 

einhergeht. Es ergibt sich für alle untersuchten 

Teillebensräume ein recht einheitli- 

4,0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

94 

Shannon & Weaver 

Wilhm & Dorris 

KUB I KUB II KBO KBU KS K gesamt EBO EBU ES E gesamt 

Kramesau Engelhartszell 

Abb. 9.9: Diversitätsindices nach Shannon & Weaver bzw. 

Wilhm & Dorris in den einzelnen Teillebensräumen. 

ches Bild. Auffallend ist der Rückgang der Diversität 

im unteren Böschungsbereich und an 

der Sohle in Kramesau. Die Werte der Blockwürfe 

(EBO und EBU) liegen durchwegs unter 

jenen der Schotterstrukturen. 

9.4.3 Biozönotische Kenngrößen 

9.4.3.1 Saprobität 

Die Gesamt-Beurteilung der Gewässergüte innerhalb 

des Stauwurzelbereiches des Kraftwerks 

Aschach indiziert beta-mesosaprobe Bedingungen 

(Abb. 9.10). Das entspricht der Gewässergüteklasse 

II. Diese Werte stimmen gut 

mit den biologischen Untersuchungen der 

Bundesanstalt für Wassergüte in Wien, die jährlich 

durchgeführt werden, überein (KAVKA et al. 

2000). Auch MOOG et al. (2000) stufen bei einem 

Saprobienindex von 2,05 den Donauabschnitt 

zwischen dem Kraftwerk Jochenstein 

und dem Kraftwerk Aschach mit Gewässergüteklasse 

II ein. Lediglich westlich des Untersuchungsgebietes 

wird die Gewässergüteklasse 

noch mit II-III angegeben: MAUCH (1999) ermittelte 

für den bayerischen Donauabschnitt zwischen 

Staustufe Abbach und Jochenstein für 

den Saprobienindex den Wert 2,37 (errechnet 

nach DIN). 

Verglichen mit der Studie von JANECEK et al. 

(1991), in der ebenfalls die Gewässergüteklasse 

II für das Untersuchungsgebiet Kramesau/ 

Engelhartszell angegeben wird, ist die saprobielle 

Situation gleich geblieben. 

Neben einer herkömmlichen Gütebewertung 

des Donauabschnittes wird die Saprobität 

für alle besammelten Teillebensräume getrennt 

berechnet. Auf diese Weise lassen sich kleinräumige 

Muster im Sauerstoffhaushalt biologisch 

klar herausarbeiten. 

Vergleicht man die Saprobienindices in den 

einzelnen Teillebensräumen in Kramesau, lässt 

sich ein Anstieg des Saprobienindex feststellen, 

der mit abnehmender Entnahmetiefe, geringerer 

Strömungsgeschwindigkeit und kleinerem 

Korndurchmesser des Substrates korreliert (siehe 

Abb. 9.11). Die Sohlen-Fauna wird von Or-

Saprobielle Valenzen 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Kramesau 

xenosaprob 

oligosaprob 

beta-mesosaprob 

alpha-mesosaprob 

polysaprob 


Abb. 9.10: Saprobielle Valenzen: Vergleich Kramesau- 

Engelhartszell. 

ganismen abgelöst, die geringere Sauerstoffkonzentrationen 

tolerieren. Ein Zeichen, dass 

durch lokale Anreicherungen von organischer 

Substanz, hervorgerufen durch geringere Strömungsgeschwindigkeiten 

in den Uferbereichen, 

sohlnahe Sauerstoffzehrung gegeben ist. 

9.4.3.2 Verteilung der funktionellen 

Ernährungstypen 

Zum Inventar einer modernen ökologischen 

Analyse von Fließgewässern zählt die Auswertung 

der funktionellen Ernährungstypen. Darunter 

versteht man eine typologische Gliederung 

der Gewässerfauna im Hinblick auf Fressgewohnheiten, 

Ernährungsweise und Nahrungspräferenz. 

Auf diese Weise gewinnt der 

Fachmann wertvolle Einblicke in die trophische 

Struktur von Ökosystemen. Die bekanntesten 

Fresstypen sind zum Beispiel Räuber, Parasiten, 

Blattzerkleinerer, Weidegänger und Filtrierer. 

Entnahmetiefe in Metern Strömungsgeschwindigkeit in m/s 

6 

1 

SI log 

Korndurchmesser [m] 

0,9 

5 

Entnahmetiefe [m] 

Strömungsgeschwindigkeit [m/s] 0,8 

4 

3 

2 

1 

0 

2,09 

2,09 

2,36 

2,45 

KS KBU KBO KUB II KUB I 


Die Verteilung der Ernährungstypen weist 

zwei Schwerpunkte auf: 

• Detritusfresser (Nahrung: organisches 

Feinsediment) bzw. Weidegänger (Nahrung: 

Algen) dominieren in den Ufer- und 

oberen Böschungsbereichen und auch in 

den oberen Regionen des Blockwurfes. 

Der hohe Anteil an Detritusfressern in den 

Proben des Blockwurfs zeigt die Reaktion 

der Biozönose auf den erhöhten Feinsedimentanteil 

in den Block-Zwischenräumen. 

• Der Anteil der Filtrierer ist in den Sohlbereichen 

am höchsten und auf das Vorkommen 

von Corophium curvispinum zurückzuführen. 

Das dort vorherrschende Hartsubstrat 

bietet für diese Art ideale Lebensbedingungen, 

da die Schlickkrebse durch 

ihre Fähigkeit Wohnröhren zu spinnen an 

diesen schwer besiedelbaren Oberflächen 

einen Wettbewerbsvorteil besitzen. Dadurch 

verdrängen diese pontokaspischen 

Einwanderer die indigene Zuckmückenfauna 

(JANECEK & MOOG 1994). In den genannten 

Teillebensräumen ist auch der potamale 

Schwerpunkt in der biozönotischen Regions-Verteilung 

am deutlichsten ausgeprägt. 

BANNING et al. (1990) beschreiben 

den hohen Anteil filtrierender und strudelnder 

Organismen in der funktionellen 

Ernährungstypen-Verteilung für die Lebensgemeinschaften 

des Donau-Potamals als 

kennzeichnend. 

2,74 

0,7 

0,6 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0 

Abb. 9.11: Abhängigkeit der SI- 

Werte von Korndurchmesser, Entnahmetiefe 

und Strömungsgeschwindigkeit 

in Kramesau. 

95


10 

8 

6 

4 

2 

0 

9.4.3.3 Biozönotischen Regionen 

Die Beobachtung, dass im Längenverlauf einer 

Fließstrecke jeweils typische Zönosen einander 

ablösen, führte schon vor über 130 Jahren zur 

Beschreibung von „Fischregionen“ (FRITSCH 

1872). Diese längenzonalen Verteilungsmuster 

nach biozönotischen Regionen nehmen aber 

auch im modernen Gewässermonitoring eine 

wichtige Rolle ein und haben Eingang in die 

Beurteilung der ökologischen Funktionsfähigkeit 

gefunden: abhängig von der Verschiebung 

der Regionsschwerpunkte oder der Abflachung 

der Verteilungskurven lassen sich die Auswirkungen 

von Umweltstressoren auf die 

Benthoszönosen anschaulich darstellen und 

diskutieren (MOOG 1992). 

Analysiert man den aus der Fachliteratur erhebbaren 

makrozoobenthischen Artenbestand 

im Hinblick auf die längenzonale Struktur, so 

weist die biozönotische Regionsverteilung der 

Bodenfauna der Donau bei Engelhartszell ein 

epipotamales Maximum (Barbenregion) mit 

hyporhithralen und metapotamalen Anteilen 

auf (MOOG et al. 2000, Abb. 9.14). 

Diese „biotischen“ Ergebnisse stimmen sehr 

gut mit der maximalen Morgentemperatur 

96 

Verteilung der funktionellen Ernährungstypen 

KUB I 

KUB II 

KBO 

KBU 

KS 

Sonstige 

Parasiten 

Räuber 

Holzfresser 

Blattminierer 

EBO 

Detritusfresser 

passive Filtrierer 

aktive Filtrierer 

Weidegänger 

Zerkleiner 

EBU 

ES 


funktionellen Ernährungstypen 

in den einzelnen Teillebensräumen. 

(MOOG & WIMMER 1994) von etwa 21°C (21,3°C 

am 20.7.1976 und 21,0°C am 4.8.1990; HYDRO- 

GRAPHISCHES ZENTRALBÜRO 1994) und den Ergebnissen 

des Gefälls/Breiten-Diagramms von 

HUET (1954) überein, die beide epipotamale 

Bedingungen indizieren. 

In den unterschiedlichen Teillebensräumen 

etablieren sich, wie aus Abb. 9.13 ersichtlich, 

Faunengesellschaften mit verschiedenen biozönotischen 

Schwerpunkten. In den Uferbereichen 

sowie an der „Böschung oben“ weist die 

Fauna hohe rhithrale Anteile neben einem 

durchgehenden epipotamalen Peak auf. Im 

Uferbereich Kramesau dominieren die litoralen 

Elemente z.T. deutlich, hier sind auch verstärkt 

profundale Anteile zu erwähnen. Mit zunehmender 

Gewässertiefe fallen die rhithral eingestuften 

Arten aus und es bildet sich eine rein 

potamale bzw. litorale Zönose aus. Im Wesentlichen 

wird die Fauna von epipotamalen Organismen 

geprägt. Auch anhand der längenzonalen 

Verbreitung der Gesellschaften ist damit 

durch die Uferstrukturen eine Abfolge von unterschiedlichen 

Zönosen im Donauquerschnitt 

belegbar.

4 

3 

2 

1 

0 

Für die Bewertung der ökologischen Funktion 

der Strukturierungsmaßnahmen ist bemerkenswert, 

dass die neu geschaffenen Schotterbänke 

von einer sehr diversen Fauna besiedelt 

werden. Es finden sich rhithrale Elemente 

(z.B.: Eintagsfliegen: Baetis alpinus, Köcherfliegen: 

Oligoplectrum maculatum, Odontocerum 

albicorne und Micrasema minimum), 

aber auch eine Vielzahl an bezüglich der bio- 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Längenzonale Verteilung nach biozönotischen Regionen 

KUB I 

Eukrenal 

Hypokrenal 

Epirhithral 

Metarhithral 

Hyporhithral 

KUB II 

Epipotamal 

Metapotamal 

Hypopotamal 

Litoral 

Profundal 

KBO 

KBU 

Längenzonale Verteilung nach biozönotischen Regionen 

Kramesau 

KS 


EBO 

EBU 

ES 


zönotischen Regionsverteilung indifferenten, 

euryöken Arten (z.B.: Würmer: Vejdovskyella 

intermedia, V. comata und Limnodrilus claparedeianus). 

Die Fauna des Staubereiches weicht klar 

von einem epipotamalen Referenzzustand ab 

und geht zu einer Gemeinschaft über, die von 

epi- und metapotamalen sowie hohen litoralen 

Anteilen geprägt ist. Diese Abweichung kann 

Eukrenal 

Hypokrenal 

Epirhithral 

Metarhithral 

Hyporhithral 

Litoral 

MOOG et al. (2000) 

Epipotamal 

Metapotamal 

Hypopotamal 

Profundal 

Abb. 9.13: Längenzonale 

Verteilung nach biozönotischen 

Regionen für die einzelnen 

Teillebensräume. 


biozönotischen Regionsverteilungen. 

97


durch die veränderten Fließgeschwindigkeiten 

erklärt werden. Das Verhältnis zwischen Gefälle 

und Breite eines Flusses dient als Indikator, 

um die Effekte der Fließbedingungen auf die 

Fischfauna beziehungsweise auf die biozönotische 

Region, wie sie von den benthischen Wirbellosen 

indiziert wird, darzustellen (HUET 

1954). Während die Breite der Donau gleich 

blieb (275 m), wurde im Zuge des Einstaus 

durch das Kraftwerk Aschach das ursprüngliche 

Gefälle von 0,43 ‰ auf 0,15 ‰ verringert. 

Das erste Verhältnis indiziert epipotamale Bedingungen, 

das zweitere indiziert hingegen 

eine Übergangszone zwischen epi- und metapotamalen 

Bereichen. Der vergleichsweise 

hohe Anteil an litoralen Elementen scheint ein 

Indikator für untypisch hohe Sedimentation 

von Feinsubstraten zwischen den groben Fraktionen 

zu sein. 

9.4.4 Neozoa im Untersuchungsgebiet 

Als Neozoa werden Arten definiert, die aufgrund 

menschlicher Aktivitäten seit 1492 in 

neue Territorien eingewandert sind und die in 

diesen Gebieten reproduzieren können (KIN- 

Art 

98 

ZELBACH 2000). Die Fauna der Donau ist seit den 

letzten 100 Jahren in großem Maße von solchen 

Neozoen beeinflusst. 

Einige der in der Donau gefundenen, als 

Neozoen bezeichnete Elemente, gehören in 

Wirklichkeit zur bodenständigen subfossilen 

Donaufauna. Viele Arten erreichten das obere 

Donausystem in Österreich relativ spät, erst 

nach 1960. Seit 1980 hat die Anzahl an einwandernden 

Krebstieren rasch zugenommen, ein 

Prozess, der immer noch im Gange ist (TITTIZER 

1996). 

Die seit etwa hundert Jahren genauer belegte, 

rasch fortschreitende Ausbreitung zahlreicher 

als Neozoa angesprochener Krebstiere 

wurde offensichtlich durch die Gewässerverschmutzung, 

welche die heimische ursprüngliche 

Kleinkrebsbestände dezimiert hat, stark 

gefördert. Hierdurch gelangten salztolerante 

expansive Arten in Konkurrenzvorteil. Ebenso 

trägt der Ausbau der Flüsse, die Schaffung einheitlicher 

Stauhaltungen und die Zunahme der 

Verschleppung durch Schifffahrt zur Begünstigung 

der Ausbreitung bei. Darüber hinaus 

wurden mehrfach unterbrochene Kanalverbindungen 

zwischen Rhein- und Donaugebiet 

wiederhergestellt und ermöglichen vielen Ma- 

Tab. 9.6: Übersicht über die im Untersuchungsgebiet vorkommenden Neozoa; geordnet nach dem Zeitpunkt des ersten dokumentierten 

Auftretens in Österreich. 

Lithoglyphus naticoides Mittlere Donau ca. 1950 1989 

Hypania invalida Schwarzes Meer ca. 1960 1989 

Corophium curvispinum Schwarzes Meer ca. 1960 1989 

Jaera istri Schwarzes Meer ca. 1960 1989 

Echinogammarus ischnus Schwarzes Meer ca. 1985 1999 

Dikerogammarus 

haemobaphes 

Schwarzes Meer 1985 1989 

Potamopyrgus 

Neuseeland 1985 1999 

antipodarum 

Dikerogammarus villosus Schwarzes Meer 1991 1999 

Caspiobdella fadejewi Schwarzes Meer 1993 1999 

Obesogammarus obesus Schwarzes Meer 1994 1999 

Echinogammarus 

Schwarzes Meer 1995 1999 

trichiatus 

Ursprung 

Vorkommen in 

Österreich seit 

Vorkommen im 


Atyaephyra desmaresti Frankreich 1998 1998 

Corbicula fluminea Südostasien 1999 -

krozoobenthosorganismen seither eine ungehinderte 

Verbreitung (Fossa Carolina, um 1000; 

Ludwig-Main-Donau-Kanal, 1839-1945; Rhein- 

Main-Donau-Kanal, seit 1987). 

Tab. 9.6 gibt Aufschluss über bemerkenswerte 

Neozoa, die das Untersuchungsgebiet erfolgreich 

innerhalb der letzten 10 Jahre besiedelt 

haben. Vier der angeführten Arten (Dikerogammarus 

villosus, Echinogammarus ischnus, 

E. trichiatus und Obesogammarus obesus) 

konnten bei den Erstaufnahmen 1989 in der 

Donau noch nicht festgestellt werden. Vor 10 

Jahren war Corophium curvispinum die dominante 

Art in den Uferblockwürfen (JANECEK et 

al. 1991), während in der hier vorliegenden 

Studie die Fauna dieses Lebensraumes von 

Obesogammarus obesus dominiert wird. 

Die „Sohle Rand“ wird dicht von Corophium 

curvispinum besiedelt, der 60 % der Gesamtindividuenabundanz 

ausmacht. Die häufige Entwicklung 

dieses Neozoons wurde bereits in 

der Erststudie dargestellt und diskutiert (JANE- 

CEK et al. 1991, JANECEK & MOOG 1994). 

Die Muschelart Corbicula fluminea wurde 

vor kurzem zum ersten Mal für die österreichische 

Donau nachgewiesen (FISCHER & SCHULTZ 

1999). Die Körbchenmuschel wurde im Rahmen 

vorliegender Untersuchungen nicht vorgefunden, 

muss aber das Untersuchungsgebiet 

zufolge der stromabwärts gerichteten Ausbreitung 

zumindest durchquert haben. 

In Nordamerika wurde die Körbchenmuschel 

Corbicula fluminea als eingeschleppte 

Art wegen ihrer Massenvermehrung als Schädling 

in der Bauwirtschaft bekannt. Die Muscheln 

können bei der Schottergewinnung aus 

Flussläufen nicht maschinell von Steinen getrennt 

werden, da Größe, Form und Gewicht 

den Kieselsteinen ähnlich sind. Sie gelangen 

auf diese Weise bei Verwendung von frisch gebaggertem 

Schotter in den Beton von Bauwerken, 

wo sie als noch lebende Tiere zu wandern 

beginnen während der Beton aushärtet. Die 

dadurch entstehenden zahlreichen Gänge und 

Hohlräume können anstelle eines kompakten 


und tragfähigen Baukörpers zur Instabilität der 

Bauwerke führen. 

Besprechung ausgewählter Neozoa 

Im Rahmen vorliegender Studie konnte die 

Süßwassergarnele Atyaephyra desmaresti 

im Oktober 1998 erstmals für Österreich nachgewiesen 

werden (MOOG et al. 1999). Diese ursprünglich 

aus dem mediterranen Raum stammende 

Garnele wanderte über den Main-Donau-Kanal 

in die Donau ein, ihr bislang südlichster 

Nachweis gelang in der niederbayerischen 

Donau (WEINZIERL et al. 1997, WITTMANN et 

al. 1999). Das Tier wurde, für Benthosorganismen 

ungewöhnlich, im Zuge einer Elektrobefischung 

im Uferblockwurf oberhalb Kramesau 

gefangen. 

Der aus dem Schwarzmeergebiet stammende 

Flohkrebs Dikerogammarus villosus 

wurde 1989 noch nicht im Untersuchungsgebiet 

gefunden. Die Art hat ähnlich wie D. 

haemobaphes in jüngster Zeit weite Gebiete 

Mitteleuropas kolonisiert. Im Ungarischen Donau-Stromabschnitt 

ist D. villosus seit Anfang 

des 20. Jahrhunderts nachweisbar (DUDICH 

1927). Ab 1991 wird sie in Bayern oberhalb 

von Passau im Uferblockwurf gefunden (NESE- 

MANN et al. 1995), in den folgenden Jahren erfolgte 

eine starke Bestandszunahme. Die Einwanderung 

von D. villosus drängte D. 

haemobaphes stark zurück. Bis zur Einwande- 

Der Flohkrebs Corophium curvispinum ist ein häufiger Besiedler 

der Randbereiche der Sohle und des Uferblockwurfes; 

Zeichnung: verändert nach CARAUSU et al., 1955. 

99


rung von Obesogammarus obesus war D. villosus 

der dominante und oft massenhaft vorkommende 

Flohkrebs. 

Auch Echinogammarus ischnus entstammt 

dem Schwarzmeergebiet und ist im Ungarischen 

Stromabschnitt seit Anfang des 20. 

Jahrhunderts nachweisbar (DUDICH 1927). Die 

Art ist offensichtlich schon seit längerer Zeit, 

etwa in den achtziger Jahren, in die obere Donau 

eingedrungen (TITTIZER & BANNING, pers. 

Mitt.), konnte aber im oberösterreichischen 

Untersuchungsgebiet im Jahre 1989 nicht erhoben 

werden. SCHULTE & WEINZIERL (1990) konnten 

die Art lediglich durch Einzelfunde am Jochenstein 

1980 und 1994 belegen. Im Wiener 

und Tullner Becken trat E. ischnus nach der 

Errichtung der Staustufe Greifenstein 1987 auf 

(PÖCKL 1988). Die Bestandsdichte hat seitdem 

offensichtlich überall zugenommen, denn E. 

ischnus wurde 1999 auch vereinzelt bei Engelhartszell 

gefunden. 

Der dritte neu ins Untersuchungsgebiet eingewanderte 

Flohkrebs Echinogammarus trichiatus 

kommt ursprünglich ebenfalls aus 

dem Schwarzen Meer. Die Art wurde erst in 

jüngster Zeit ab 1996 um Passau gefunden 

(WEINZIERL et al. 1997). Seine Ausbreitung dürfte 

wahrscheinlich durch die Schifffahrt begünstigt 

worden sein und auf punktueller Einschleppung 

beruhen. E. trichiatus besiedelte ab Sommer 

1998 auch die oberösterreichische Donau, 

seine Bestandsdichte nahm seither zu. Im gleichen 

Zeitraum wurde dieser Flohkrebs bei 

Wien noch nicht belegt, es kann daher ein 

noch unzusammenhängendes Verbreitungsmuster 

angenommen werden. Mit weiterer Ausbreitung 

ist aber zu rechnen. Bevorzugte Lebensräume 

in der Donau im Untersuchungsgebiet 

sind Flachwasserbereiche angeströmter 

Schotterbänke mit steinigen Substraten (Mesolithal). 

Obesogammarus obesus ist eine pontokaspische 

Art, die in den Unterläufen einiger 

großer Zuflüsse zum Schwarzen Meer vorkommt 

(CARAUSU et al. 1955). O. obesus ist weniger 

weit flussaufwärts verbreitet als andere 

100 

pontokaspische Flohkrebse und hat sich erst in 

jüngster Zeit stärker ausgebreitet. Früher war 

die Art nur aus der unteren Donau bekannt, 

mit obersten Fundstellen am Eisernen Tor (DU- 

DICH 1947, KARAMAN 1953). Bis etwa 1992 erreichte 

sie in der Donau den Budapester Raum 

(NESEMANN et al. 1995) und breitete sich danach 

sehr schnell bis in die obere Donau aus. Fast 

zeitgleich wurde O. obesus in der Kleinen Ungarischen 

Tiefebene (1994, CSÁNYI, pers. Mitt.), 

bei Klosterneuburg (Winter 1994/95), bei Passau 

und unterhalb von Regensburg (WEINZIERL 

et al. 1996) gefunden. Im Jahre 1998 war O. 

obesus in Augewässern in Wien (Geschirrwasser) 

vertreten. Im Hauptstrom der Donau entwickelte 

die Art bis 1999 sehr rasch individuenreiche 

Bestände und wurde stellenweise zum 

häufigsten Flohkrebs. Zum Teil scheint der zuvor 

aspektbestimmende Dikerogammarus villosus 

durch O. obesus zurückgedrängt worden 

zu sein. 

Neu im Untersuchungsgebiet ist seit 1998 

die aus Neuseeland nach Europa eingeschleppte 

Wattschnecke Potamopyrgus antipodarum. 

Sie wurde Mitte der achtziger Jahre 

erstmalig in Österreich nachgewiesen. Die Ausbreitung 

erfolgte rasch, gegenwärtig kommt 

die Art schon in einem Großteil der potentiell 

besiedelbaren Gewässer vor. P. antipodarum 

wird als widerstandsfähig gegenüber organischer 

Verschmutzung und tolerant gegenüber 

Salzgehalt eingestuft und kommt in stark beeinträchtigten 

Fließgewässern oft massenhaft 

als Folge fehlender Konkurrenz (vollständiger 

Ausfall der ursprünglichen Fauna) vor. In artenreichen 

Lebensgemeinschaften, wie sie 

auch für das Untersuchungsgebiet typisch sind, 

bleibt die Schnecke verhältnismäßig selten und 

nimmt nie eine dominierende Rolle ein. 

Der Flusssteinkleber Lithoglyphus naticoides 

gehört zu den Leit- oder Charakterarten 

metapotamaler Ströme und Tieflandflüsse. Die 

Schnecke bildet in pelo-rheophilen Lebensgemeinschaften 

oft Massenvorkommen aus und 

gehört zu den bezüglich Gewässergüte und 

Sauerstoffgehalt anspruchsvollen Arten. Sie

war noch vor etwa zwei Jahrzehnten in der 

österreichischen Donau weitgehend verschwunden 

und hat offensichtlich nur in wenigen 

Nebengewässern überlebt. Mittlerer Weile 

wurden wieder starke Bestandszunahmen in 

weiten Bereichen beobachtet und L. naticoides 

konnte auf allen geeigneten Weichböden des 

oberösterreichischen Untersuchungsabschnittes 

angetroffen werden. Die Schnecke wurde 

im Flachwasser auf Schlamm- und Sandsubstraten 

der neu gestalteten Uferstrukturen in 

Kramesau regelmäßig gefunden. Sie bevorzugt 

hier solche Bereiche im Kehrwasser oder Stillwasser, 

die durch die vorgelagerten Strukturen 

(Schotterinseln) geschützt sind und auch zu 

den optimalen Lebensräumen flussbewohnender 

Erbsen- und Kugelmuscheln gehören. 

9.4.5 Die Muschelfauna im 


Die Muschelfauna im Untersuchungsgebiet 

wird von 10 Arten der Erbsen- und Kugelmuscheln 

gebildet. 

Die Flusskugelmuschel (Sphaerium rivicola) 

ist besonders in der Donau von Oberösterreich 

bis zur Wachau in höherer Stetigkeit 

verbreitet, fehlt aber in den Abschnitten im 

Tullner und Wiener Becken weitgehend. Die 

Art bevorzugt epi- bis metapotamale Regionen 

größerer Fließgewässer. Im Untersuchungsgebiet 

kam sie in teilweise individuenreichen Populationen 

in tieferen Zonen des Uferblockwurfes 

vor. S. rivicola gehört in Österreich zu 

den bestandsrückläufigen Arten, die große Teile 

ihrer früheren Verbreitung offenbar durch 

starke Gewässerverschmutzung verloren haben. 

Sie kommt gegenwärtig nur noch in Donau, 

March und Thaya in größeren Beständen 

vor. 

Sphaerium corneum zählt zu den typischen 

Arten der österreichischen Donau und 

ist hier auch sehr häufig. Sie wurde auch im 

Schlamm und Sand der neu geschaffenen Uferstrukturen 

bei Kramesau zahlreich angetroffen. 


Ebenfalls konnte sich Pisidium supinum 

in den Uferbereichen gut etablieren. Diese für 

das Potamal großer Flüsse charakteristische Art 

war in den qualitativen Aufsammlungen der 

ufernahen Flachwasserbereiche oft die dominierende 

Kleinmuschel. Nur in geringer Individuenzahl 

trat dort die euryöke und weit verbreitete 

Erbsenmuschel Pisidium casertanum 

auf. 

Pisidium amnicum ist in Mitteleuropa im 

Fortbestand bedroht und rückläufig. Diese Muschel 

gehört in Österreich zu den stark gefährdeten 

Arten. Sie ist heute sehr selten und wurde 

in zahlreichen Fließgewässern der Ökoregion 

„Ungarische Tiefebene“ durch frühere Gewässerverschmutzung 

ausgelöscht. Erst innerhalb 

der neunziger Jahre konnte sich Pisidium 

amnicum ausgehend von wenigen isolierten 

Restpopulationen wieder punktuell erholen. 

Besonders in Oberösterreich erfolgten Bestandszunahmen 

in Traun und Donau. Sehr erfreulich 

ist auch die Wieder- oder Neubesiedlung 

der Engelhartszeller Donau, insbesondere 

die Kolonisierung der neu geschaffenen Uferstrukturen. 

Im Jahre 1989 kam P. amnicum nur 

vereinzelt im künstlich gestalteten Biotop 

Windstoß vor. 1999 wurde die Art regelmäßig 

im schlammig-sandigen Sediment der Still- und 

Kehrwasserzonen in Kramesau gefunden. 

Die Kleinmuschel Pisidium moitessierianum 

ist seltener Besiedler von Feinsedimenten 

Die Kugelmuschel (Sphaerium corneum) ist auf den neu geschaffenen 

Schotterstrukturen bei Kramesau häufig anzutreffen. 

101


langsam strömender Fließgewässer der Hügelländer 

und Niederungen. Die Art wurde 1999 

erstmalig für das Untersuchungsgebiet in Kramesau 

nachgewiesen. Sie wurde vor zehn Jahren 

noch nicht gefunden. Dieses neue Auftreten 

ist insofern erfreulich, als es mit dem positiven 

Effekt der Uferstrukturierungen in direktem 

Zusammenhang steht. Die Art ist in Österreich 

nur in unzusammenhängender Verbreitung 

bekannt und tritt nur in wenigen Gewässern 

mit höheren Individuenzahlen auf. Das 

bevorzugte Mikrohabitat von P. moitessierianum 

wird kaum von anderen Mollusken besiedelt, 

denn es handelt sich um lockere Feinsande 

mit Genisten aus Pflanzenteilen und Molluskenschalenresten. 

Hier lebt diese Erbsenmuschel 

auf der Sedimentoberfläche. 

9.4.6 Die Eintags-, Stein- und Köcherfliegenfauna 

im Untersuchungsgebiet 

Arteninventar 

Die aquatische Fauna der österreichischen Donau 

ist relativ gut bekannt. Zusammenfassende 

und abschnittsbezogene Inventarlisten finden 

sich u.a. bei MOOG et al. (1995, 2000). Von den 

bisher 1289 bekannten aquatischen Evertebratenarten 

in der Donau stellen die Insektenordnungen 

der Ephemeroptera (Eintagsfliegen – 

40 Arten), Plecoptera (Steinfliegen – 7 Arten) 

und Trichoptera (Köcherfliegen – 106 Arten) 

nur etwa 12 % der Gesamtfauna. Aufgrund der 

gut bekannten Autökologie und ihrer – relativ 

gesehen – langen aquatischen Lebensdauer, 

sind sie jedoch besonders aussagekräftig und 

stehen als Bioindikatoren in der Diskussion der 

ökologischen Funktionsfähigkeit von Fließgewässern 

oftmals im Vordergrund. 

Im Folgenden sollen einige wichtige Vertreter 

dieser Gruppen besprochen werden. Die 

vorliegende Benthosuntersuchung stellt allerdings 

– trotz Besammlungsterminen zu drei 

Jahreszeiten – eine Momentaufnahme innerhalb 

eines zeitlichen Kontinuums dar, die naturgemäß 

nur einen entwicklungsbedingten 

102 

Ausschnitt aus einer größeren Artenfülle der 

Donaufauna abbildet. 

Eintagsfliegen (Ephemeroptera) 

Neben weit verbreiteten und relativ euryöken 

Arten wie Baetis alpinus und B. rhodani, die 

weniger auf Strukturen als etwa auf die Strömungsgeschwindigkeit 

reagieren, finden sich 

auch seltenere Habitatspezialisten größerer 

Flüsse und Ströme im Untersuchungsgebiet. 

Die Eintagsfliege (Baetis alpinus) ist im Untersuchungsgebiet 

häufig anzutreffen. 

Darunter die filtrierende Art Ephoron virgo, 

welche in selbst gegrabenen Wohnröhren 

lebt. Ab den sechziger Jahren war diese zur 

Massenentwicklung neigende Art flächenhaft 

im Aussterben begriffen. Seit den achtziger Jahren 

breitet sie sich wieder aus und wurde in 

letzter Zeit punktuell in Deutschland (Rhein, 

Oder, Elbe, Main, Neckar) und auch an der 

Donau in Oberösterreich wieder in größerer 

Zahl beobachtet. Ursache für die Erholung der 

Populationen in Mitteleuropa ist vermutlich die 

Verbesserung der Wasserqualität. Zum Aufbau 

vitaler Populationen muss eine gute Sauerstoffversorgung 

auch in tieferen Sedimentschichten 

gewährleistet sein, was in kolmatierten Abschnitten 

und Stauen auszuschließen ist. Bevorzugte 

Habitate sind nach SCHLEUTER et al. 

(1989) tiefere Zonen, die durch ein Substratgemisch 

von Kies-Sand und Schluff charakterisiert 

sind. Es können aber auch die Unterseiten 

von Steinblöcken besiedelt werden (HAYBACH 

1998). Im Vergleich zu der in Mitteleuropa fast

völlig ausgestorbenen Palingenia longicauda, 

welche ebenfalls in solchen Wohnröhren in 

Lehmwänden lebt, dürfte Ephoron virgo hinsichtlich 

der besiedelbaren Substrate sowie der 

Flussgröße deutlich plastischer sein. Ein gravierender 

Einfluss auf die Populationen durch 

Neozoa ist nach neueren Untersuchungen von 

KURECK et al. (2001) nicht auszuschließen. Vor 

allem die Flohkrebsart Dikerogammarus villosus, 

ein pontokaspischer Einwanderer, scheint 

als räuberischer Organismus einen deutlich negativen 

Einfluss auf die Populationsdichten 

von E. virgo zu haben. Larve und Exuvien der 

im Sommer schlüpfenden Art konnten in den 

lenitischen (strömungsberuhigten) Bereichen 

der neu geschaffenen Schotterstrukturen beobachtet 

werden. 

Eine weitere stenotope Flussart ist Potamanthus 

luteus, die ebenfalls in hyporhithralen 

bis epipotamalen Abschnitten und hier 

in strömungsberuhigten Zonen auf Hartsubstraten 

auftritt. Je nach Entwicklungsstadium 

werden Algen von Steinoberseiten abgeweidet 

oder feinpartikuläres organische Material gefressen, 

daneben können auch mit den Vorderbeinen 

kleine Partikel aus der fließenden Welle 

gefiltert werden. Entsprechend dieser Fressgewohnheiten 

ist diese Art auf relativ grobkörniges 

und nicht verschlammtes Material angewiesen. 

Ihr Vorkommen in Kramesau wird allerdings 

schon bei JANECEK et al. (1991) erwähnt. 

Zu den algenabweidenden Formen zählen 

Arten der Gattung Ecdyonurus sowie die Art 

Die Eintagsfliege Heptagenia sp. lebt auf gröberen und stabilen 

Steinfraktionen. 


Heptagenia sulphurea. Die bevorzugten 

Substrate dieser Arten sind gröbere und stabile 

Steinfraktionen (u.a. BANNING 1998). Staubereiche 

mit Feinfraktionen sind kein geeigneter 

Lebensraum. Schlüpfreife Tiere hielten sich in 

Kramesau bevorzugt in den unteren Böschungsbereichen 

auf strömungsberuhigten 

Mesolithalfraktionen auf. 

Steinfliegen (Plecoptera) 

Die ursprüngliche Plecopterenfauna großer 

mitteleuropäischer Flüsse und ihrer Nebenarmsysteme 

ist nur noch schwer zu rekonstruieren. 

Typische Elemente der Donau, des Rheins und 

der Weichsel wie Marthamea vitripennis, Xanthoperla 

apicalis, Oemopteryx loewii, Brachyptera 

trifasciata, Taeniopteryx araneoides und 

Isogenus nubecula müssen etwa seit Mitte unseres 

Jahrhunderts als ausgestorben gelten. 

Obwohl ihre z.T. massenhafte Entwicklung so 

auffallend war, dass z.B. Brachyptera braueri 

aufgrund dieses Phänomens von der an der 

Moldau ansässigen Bevölkerung als „Pragfliege“ 

bezeichnet wurde (LANDA et al. 1997), liegen 

rezent nur noch wenige Funde isolierter 

Restpopulationen dieser Art vor. Von B. trifasciata 

wird 1868 berichtet, dass in den Italienischen 

Alpen Zweige unter dem Gewicht der 

Fliegen brachen (RAVIZZA & ZWICK 1981). Viele, 

vor allem kleinere und unauffällige Formen, 

dürften schon vor ihrer „wissenschaftlichen“ 

Entdeckung aus den Flüssen verschwunden 

sein. 

Mitte des vorigen Jahrhunderts wurden von 

BRAUER & LÖW (1857) folgende Arten für die 

Donau gemeldet: Isogenus nubecula, Oemopteryx 

loewii, Xanthoperla apicalis, Brachyptera 

braueri, Brachyptera trifasciata, Taeniopteryx 

araneoides, Perlodes microcephalus, Chloroperla 

tripunctata, Capnia nigra und Isoperla 

obscura. 

Die Gründe für den Niedergang der Plecopterenfauna 

sind vielfältig und berühren einen 

Komplex von abiotischen Generalfaktoren wie 

Substratverteilung, Strömungsgeschwindigkeit, 

Temperatur und Sauerstoffgehalt des Gewäs- 

103


Die noch im vorigen Jahrhundert in der Donau lebende Steinfliege 

Brachyptera trifasciata gilt heute hier als ausgestorben. 

sers, auf dessen Veränderung besonders die 

empfindliche Gruppe der Steinfliegen sensibel 

reagiert. I. nubecula z.B. konnte noch bis in 

die 50-er Jahre mitten in Wien gefunden werden. 

Nachweise von Marthamea vitripennis, 

Isogenus nubecula und Isoperla obscura liegen 

aus der slowakischen Donau aus etwa der gleichen 

Zeit vor (BRTEK & ROTHSCHEIN 1964). Kurz 

darauf setzte der Bau von Kraftwerksanlagen 

ein. Es scheint, dass die Überlagerung der Effekte 

der Längs- und Querbauwerke die vermutlich 

durch Isolation schon geschwächten 

Populationen zum endgültigen Verschwinden 

gebracht hat. 

Auch wenn punktuell eine Wiederherstellung 

ehemaliger Strukturen und Lebensräume 

positiv zu sehen ist, ist eine Wiederkehr dieses 

Segmentes der Flussfauna durch Restrukturierungsmaßnahmen 

nur mehr schwer möglich. 

Charakteristische Flussarten sind nämlich insbesondere 

von der Fragmentierung ihrer Lebensräume 

betroffen, da Unterläufe naturgemäß 

in größerer Distanz voneinander entfernt 

liegen und ein genetischer Austausch bzw. 

eine Rekolonisierung daher eingeschränkt ist. 

Restpopulationen sind aus diesem Grund meist 

auch bei sehr geringen Veränderungen biotisch 

relevanter Faktoren durch ständige Ausdünnungseffekte 

extrem gefährdet. 

104 

Heutige Plecopterenfauna der Donau 

Rezent sind aus der Donau nur wenige Steinfliegenarten 

gesichert nachgewiesen. Brachyptera 

risi und Taeniopteryx schoenemundi 

konnten erst kürzlich von OFENBÖCK (1998) im 

Larvenstadium gefunden werden. Aus dem 

Oberen Donaubereich ist nach MARTEN (1997) 

die in Mitteleuropa extrem seltene und erst in 

jüngster Zeit wieder punktuell nachgewiesene 

Art Besdolus imhoffi bekannt. In Österreich 

lebt die Art in den Donauzubringern Steyr und 

Traisen. Ein ursprüngliches Vorkommen in der 

österreichischen Donau selbst bleibt fraglich. 

Unbestimmbare Larven der Gattungen Leuctra, 

Amphinemura und Chloroperla konnten bei 

Untersuchungen der Stromsohle von BRETSCHKO 

& SCHÖNBAUER (1996) festgestellt werden. 

Im Zuge vorliegender Studie konnten die 

Larven nicht näher bestimmbarer Arten der 

Gattungen Leuctra, Nemoura und Protonemura 

nachgewiesen werden. Zusätzlich konnte 

am Jochenstein überraschend Dinocras megacephala 

in der Lichtfalle gefunden werden. 

Eine auch heute noch aus der Donau bekannte Steinfliege ist 

Protonemura sp.

Köcherfliegen (Trichoptera) 

Mit etwa 100 Arten stellen die Köcherfliegen 

innerhalb des EPT-Komplexes den höchsten 

Anteil an der Donaufauna. Allerdings sind etwa 

die Hälfte der Arten auf die Auenbereiche 

(langsam durchflossene Seitenarme und Stillgewässer) 

beschränkt und kommen nur vereinzelt 

in der fließenden Donaustrecke vor. 

Die Köcherfliegenzönose im untersuchten 

Donauabschnitt wird vornehmlich aus strömungsliebenden 

und filtrierenden Formen der 

Gattung Hydropsyche gebildet. Die meisten der 

hier auftretenden Arten sind für große Flüsse 

kennzeichnend, vor allem Hydropsyche bulgaromanorum, 

H. contubernalis und H. exocellata. 

Der Nachweis letzterer Art in Engelhartszell 

ist als Erstfund für Österreich zu werten. 

Allerdings war die Art aus dem deutschen Abschnitt 

der Donau schon lange bekannt, mit einem 

Auftreten in Österreich war also zu rechnen. 

Neben den Flussarten konnten auch Arten 

mit meta- bis hyporhithraler Verbreitung – also 

Die Köcherfliege Odontocerum albicorne als erwachsenes 

Tier. 


Bachformen – wie Odontocerum albicorne, 

Micrasema minimum, Oligoplectrum maculatum 

und Allogamus auricollis belegt werden 

(siehe unten). 

Artenverteilung der EPT-Taxa 

Wie schon erwähnt, sind die Strömungsgeschwindigkeit 

und damit verbunden die Substratstruktur, 

neben der Wassertemperatur und 

den Nahrungsressourcen, sogenannte Generalfaktoren 

für die Verteilung unterschiedlicher 

Organismen in aquatischen Ökosystemen. 

Mithilfe ihres selbst gesponnenen Netzes verschafft sich die 

Köcherfliege Hydropsyche sp. ihre Nahrung. 

Doch nicht alle Arten sind während ihrer larvalen 

Entwicklung an nur einen Lebensraum gebunden 

und können als ortstreu gelten. So befinden 

sich Erstlarven von Hydropsychen nahe 

der Eiablageplätze in der Strommitte und wandern 

im Zuge ihrer Entwicklung immer mehr in 

Ufernähe. Ein ähnliches Verhalten ist auch von 

Eintagsfliegen der Familie Heptageniidae bekannt. 

Eine Diskussion über Lebensraumpräferenzen 

etlicher Arten birgt bei Nichtberücksichtigung 

der unterschiedlichen Stadiengrößen 

daher die Gefahr einer unklaren Aussage 

in sich. Das Auftreten oder die Absenz vitaler 

Populationen einer Art kann von Habitattypen 

abhängig sein, die diese Art in einer Phase ihrer 

Entwicklung (Eiablageplätze, larval, während 

der sensiblen Phase des Schlupfes (Emergenz) 

oder als Adulttier/Partnerfindung) essentiell 

benötigt. Diese indirekte Wirkung von 

105


Strukturen kann bei zeitlich punktuellen Beprobungen 

nur über das Gesamtartenspektrum 

beurteilt werden. Daher trägt die Summe aller 

Teillebensbereiche und ihre enge räumliche 

Vernetzung zum Bestand einer standorttypischen 

Zönose eines Gewässerabschnittes wesentlich 

bei. 

Das Einnischen unterschiedlicher Arten entlang 

des Strömungsgradienten kann anhand 

der habitatbezogenen Beprobungen mittels 

Baggerschiff und Taucher an einigen EPT-Spezies 

gut nachvollzogen werden. Vor allem die 

weniger stark angeströmten Bereiche der neu 

geschaffenen Strukturen werden von einer Reihe 

von Arten exklusiv besiedelt. Zu ihnen zählen 

vor allem Organismen, die strömungsberuhigtere 

Zonen mit guter Sauerstoffversorgung 

ohne Verschlammungstendenzen benötigen, 

wie die schon weiter oben besprochenen Eintagsfliegen 

Ephoron virgo und Potamanthus 

luteus. Darunter befinden sich weiters Weidegänger, 

wie die an der oberen Donau seltene 

Köcherfliegenart Glossosoma boltoni sowie die 

rhithralen Zerkleinerer Potamophylax sp. und 

Odontocerum albicorne. Ebenfalls strömungsberuhigte 

Bereiche benötigt Allogamus auricollis, 

da bei dieser Larve keine besonderen 

morphologischen Strömungsanpassungen vorhanden 

sind. Schlüpfreife und daher auf Artniveau 

bestimmbare Ecdyonurus venosus Larven 

konnten ebenfalls nur hier gefunden werden, 

ein Beispiel für oben besprochene Lateralwanderungen. 

An diese Bereiche schließt der Lebensraum 

„Sohle Rand“ an. Die Gewässertiefe und Strömungsgeschwindigkeit 

erhöhen sich, nur hier 

treten die Köcherfliegen Ceraclea annulicornis 

und Lepidostoma hirtum und die weit verbreitete 

Eintagsfliege Baetis alpinus auf. Der 

Weidegänger Heptagenia sulphurea tritt hinzu. 

Alle anderen Arten zeigen eine weitgehend 

indifferente Substratpräferenz. Für die schon 

erwähnten Filtrierer, zu denen auch v.a. Hydropsyche-Arten, 

Brachycentrus subnubilus 

und Oligoplectrum (Brachycentrus) macula- 

106 

tum zählen, sind vor allem stabile Flusssedimente 

in höherer Strömung von Bedeutung. 

Daher kommen sie – neben der Flusssohle – 

auch am Techno-Megalithal des Blockwurfes 

massiv vor. 

Verteilung der Fauna im Donauquerschnitt 

Unterzieht man das gesamte Makrozoobenthos 

einer Cluster-Analyse (mit Präsenz/Absenz-Daten), 

wird die Verteilung distinkter Artengemeinschaften 

entlang des Strömungs- und 

Korngrößengradienten auf die unterschiedlichen 

Strukturen der Donau im Lateralschnitt 

erkennbar. Die Zönose des Ufers trennt sich 

dabei am deutlichsten, hier dominieren Bewohner 

der Feinsubstrate in strömungsberuhigten 

Zonen. Die gefährdete Flusslibelle 

Gomphus vulgatissimus wurde beispielsweise 

ausschließlich hier gefunden. 

Die gefährdete Flusslibelle Gomphus vulgatissimus ist im Larvenstadium 

auf Feinsubstrate angewiesen. 

Die Fauna der Böschung zeigt bereits Ähnlichkeiten 

mit den Habitaten Blockwurf, „Sohle 

Mitte“ und „Sohle Rand“, separiert sich jedoch 

noch klar von diesen. Es treten schon vornehmlich 

Lithal-(Hartsubstrat-)besiedler gemischt 

mit Faunenelementen der Weichböden 

auf. Der Blockwurf und beide Lebensräume 

der Sohle („Sohle Mitte“ und „Sohle Rand“) 

werden von relativ einheitlichen Gesellschaften 

bewohnt, wobei zwischen den beiden Habitaten 

der Sohle aufgrund der vorliegenden Information 

keine Trennung mehr ersichtlich ist.

SohleMitte 

SohleRand 

Blockwurf 

Böschung 

Ufer 

Daraus wird ersichtlich, welche essentielle 

Funktion die ufernahen Flachwasserbereiche 

für das Gesamtartenspektrum besitzen und 

welche Faunensegmente im Falle beidseitiger 

Uferverbauungen ausfallen. Diese Resultate 

können zur Diskussion der Wasserrahmenrichtlinie 

um das Entwicklungspotenzial von 

„heavily modified waterbodies“ beitragen. 

9.4.7 Methodenvergleich Taucher/Schiff 

Die Gegenüberstellung der Beprobungsarten 

durch Taucher und Schiffsbagger erbringt 

wichtige Hinweise zur Methodik und Diskussion 

für ein künftiges Monitoring tiefer Fließstrecken 

der Donau. 

Tab. 9.7 fasst das Probendesign kurz zusammen 

und dient als Legende für die im Folgenden 

verwendeten Kurzbezeichnungen der Proben. 

Es werden jeweils einander bezüglich Ent- 

Taucher 

Tiefe 

[m] Substrat Schiff 


1E-01 2,6E-01 

Distance (Objective Function) 

4,1E-01 5,7E-01 7,2E-01 

Abb. 9.15: Clusteranalyse für die unterschiedlichen Teillebensräume mit Präsenz/Absenz-Information. 

nahmetiefe entsprechende Teillebensräume 

gegenüber gestellt. 

9.4.7.1 Biomassen und Individuen 

Abb. 9.16 vergleicht die Gesamtbiomassen der 

Taucher- und Schiffproben. Bei Einzel-Balken 

gibt es kein entsprechendes Pendant der jeweils 

anderen Beprobungsart (siehe auch 

Tab. 9.7). 

Mit Ausnahme des Blockwurfes (ESCH V, 

EBU) ist in allen Teillebensräumen eine deutlich 

höhere mittlere Gesamtbiomasse bei den 

vom Taucher entnommenen Proben festzustellen. 

Der Vergleich der Gesamtindividuenzahlen 

in den einzelnen Entnahmetiefen liefert ein 

ähnliches Ergebnis (Abb. 9.17). Auch hier liegen 

die Individuenzahlen der vom Taucher 

entnommenen Proben über den entsprechenden 

Schiff-Proben, wiederum ist das Probenpaar 

ESCH V/EBU die Ausnahme. 

Tab. 9.7: Vergleich der Probenstellen vom 30./31.3.1999 (Tiefe, Substrat); K: Stellen in Kramesau, E: Stellen in Engelhartszell; zu 

den Substratabkürzungen siehe Tab. 9.1. 

Tiefe 

[m] Substrat Lebensraum 

KUB I 0,6 PSM 

KUB II 0,6 PSM 

KBO 0,4-1,0 PSM/MIL/MSL KSCH III 1,1-1,5 MSL/PSM/AKL Schotterstruktur 

KBU 2,9-3,9 PEL/PSM/MIL KSCH I+II 2,9-3,5 MSL/AKL Schotterstruktur 

KS 4,8-5,5 MSL KSCH IV-S 6,0 MSL „Ursohle“ 

EBO 1,0 MGL 

EBU 2,0-3,0 MGL ESCH V 4,0-7,0 MGL Blockwurf 

ES 5,5 MIL/MSL ESCH VI-S 8,5 MSL/PSM „Ursohle“ 

ESCH VII 2,0-2,5 MIL/AKL 

ESCH VIII 4,5 MAL/MSL 

107


Gramm pro Quadratmeter 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

9.4.7.2 Taxazahl 

Mit Ausnahme des Bereiches „Engelhartszell 

Sohle“ sind auch die Taxazahlen der Tauchproben 

höher. Diese Ausnahme ist jedoch methodisch 

begründet, da einer einzelnen Tauchprobe 

das Ergebnis von sechs Schiffsproben gegenübergestellt 

wird. 

Diversität 

Beim Vergleich der Diversitätsindizes der beiden 

Beprobungsmethoden für die Schotterstruktur 

Kramesau ergeben sich ähnliche Wer- 

108 

KUB I 

KUB II 

KSCH III 

Individuen pro Quadratmeter 

160000 

140000 

120000 

100000 

80000 

60000 

40000 

20000 

0 

KUB I 

KUB II 

bunte Balken: Taucher 

blaue Balken: Schiff 

KBO 

KSCH I+II 

KBU 

bunte Balken: Taucher 

blaue Balken: Schiff 

KSCH III 

KBO 

KSCH I+II 

KBU 

KSCH IV-S 

KSCH IV-S 

KS 

KS 

EBO 

ESCH V 

EBU 

ESCH VI-S 

ES 

te: Der Index nach SHANNON & WEAVER ergibt 3,4 

bei den vom Taucher entnommenen Proben 

bzw. 3,04 bei den Schiff-Proben. Nach WILHM & 

DORRIS ergeben sich die Werte 4,9 (Taucher) 

und 4,38 (Schiff). Dieser Unterschied deutet 

auf eine größere Artenvielfalt in den Taucher- 

Proben hin. 

Für die Schotterstrukturen in Engelhartszell 

ergeben sich bei beiden Diversitätsindizes wiederum 

ähnliche Werte: Bei den Taucher-Proben 

ergibt der Index nach WILHM & DORRIS 4,7, 

bei den vom Schiff entnommen Proben 4,8. 

EBO 

ESCH V 

EBU 

ESCH VI-S 

ES 


Gesamtbiomassen Taucher- 

Schiff mit Vertrauensgrenzen 

(95 %). 

Abb. 9.17: Vergleich der Gesamtindividuenzahl 

Taucher- 

Schiff mit Vertrauensgrenzen 

(95 %).

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Nach SHANNON & WEAVER kommt es zu folgenden 

Ergebnissen: 3,26 (Taucher) und 3,33 

(Schiff). 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Anzahl Taxa 

Böschung oben 

Böschung unten 

Wilhm & Dorris 

Shannon & Weaver 

Sohle 

Taucher Schiff 

Taucher Schiff 

Kramesau Engelhartszell 

Abb. 9.19: Vergleich Diversitätsindices Taucher-Schiff. 

gemeinsame Taxa 

gesamt 

Schiff 

Taucher 

Blockwurf unten 

Sohle 



Taxazahlen Taucher-Schiff. 

9.4.7.3 Biozönotische Kenngrößen 

Saprobielle Situation 

Trotz der unterschiedlichen Entnahmemethoden 

ergibt die saprobielle Auswertung für Kramesau 

ein ähnliches Bild. Bei der Taucher-Methode 

ergibt sich mit 61 eingestuften Taxa ein 

Saprobienindex von 2,17 und bei den vom 

Schiff aus entnommenen Proben (42 eingestufte 

Taxa) errechnet sich ein SI von 2,14. In beiden 

Fällen wird die Obergrenze von Gewässergüteklasse 

II indiziert. 

Auch in Engelhartszell wird bei beiden Entnahmemethoden 

die Gewässergüteklasse II indiziert: 

Bei den Taucher-Proben errechnet sich 

der SI bei 36 eingestuften Taxa zu 2,04 und bei 

den Schiff-Proben ergibt sich für den Saprobienindex 

der Wert 2,12 (mit 42 eingestuften 

Taxa). 

109


6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Vergleich Verteilung der saprobiellen Valenzen Kramesau 

Fresstypenverteilung 

Entgegen der Änderung der Artenzusammensetzung 

bei den unterschiedlichen Entnahmemethoden 

ergeben sich beim Vergleich der 

funktionellen Fresstypenverteilung nur geringfügige 

Unterschiede. Lediglich im unteren Böschungsbereich 

ist ein unterschiedliches Bild in 

110 

Taucher 

xenosaprob 

oligosaprob 



polysaprob 

Schiff 

Vergleich Verteilung der saprobiellen Valenzen EHZ 

6 

xenosaprob 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Taucher 

oligosaprob 



polysaprob 

Abb. 9.20: Methodenvergleich der Saprobität in Kramesau. Abb. 9.21: Methodenvergleich der Saprobität in Engelhartszell. 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

Sonstige 

Parasiten 

Räuber 

Holzfresser 

Blattminierer 

Taucher-KBO 




Weidegänger 

Zerkleiner 

Schiff-KSCH III 

Abb. 9.22: Vergleich der funktionellen Ernährungstypen Taucher-Schiff 

im Teillebensraum KBO (Kramesau Böschung). 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

Taucher-KS 

Sonstige 

Parasiten 

Räuber 

Holzfresser 

Blattminierer 

Schiff 

der Fresstypenverteilung ersichtlich: hier überwiegen 

in den vom Taucher entnommenen 

Proben die aktiven Filtrierer, wohingegen in 

der Baggerprobe die Detritusfresser den 

Hauptanteil ausmachen. 

Generell bleiben aber die Maxima der Verteilungen 

in allen Fällen erhalten. 




Weidegänger 

Zerkleiner 

Schiff-KSCH IV-S 

Abb. 9.23: Vergleich der funktionellen Ernährungstypen Taucher-Schiff 

im Teillebensraum KS (Kramesau Sohle).

9.4.7.4 Diskussion 

Eine Zusammenfassung der Ergebnisse des 

Methodenvergleichs ist im Kasten dargestellt. 

• Die mittlere Gesamtbiomasse ist bei den 

Schiffproben in allen Teillebensräumen, 

außer am unteren Blockwurf in 

Engelhartszell, geringer als bei den vom 

Taucher entnommenen Proben. 

• Die Gesamtindividuenzahlen sind bei 

den Schiffproben in allen 

Teillebensräumen, außer am unteren 

Blockwurf in Engelhartszell, geringer als 

bei den vom Taucher entnommenen 

Proben. 

• Die Taxazahlen sind bei den Schiffproben 

in allen Teillebensräumen, außer an der 

Sohle in Engelhartszell, geringer als bei 

den vom Taucher entnommenen Proben. 

• Beide Methoden dürften selektiv arbeiten: 

es wurden bei den verschiedenen 

Entnahmemethoden unterschiedliche Taxa 

erfasst. 

• Die biozönotischen Kenngrößen 

überstreichen unabhängig von der 

Sammelmethode ähnliche Bereiche 

(Saprobität, Diversität, 

Fresstypenverteilung). 

Die unterschiedliche Sammeleffizienz lässt 

sich wie folgt erklären: 

• Faunenmenge: Auch bei umsichtiger 

Handhabung des Schiffbaggers sind Abschwemmverluste 

beim Heben des Probengutes 

unvermeidlich. Auf diese Weise 

werden oberflächennahe, vor allem nicht 

sessile Organismen ausgedünnt. Beispielsweise 

bleiben im Vergleich zu 14 Wurmarten 

aus den Tauchproben nur mehr drei 

Wurmarten in den Schiffproben über. 

Vorteile des Schiffbaggers sind bei einer 

vollständigen Besammlung des Blockwurfes 

gegeben, da neben dem Hartsubstrat 

auch die Sedimente der Blockzwischenräume 

erfasst werden. 


• Artengarnitur: Die Entnahme der Tauchproben 

erfolgt gezielt, die Proben werden in 

einem Netz transportiert und können nicht 

mehr ausgedünnt werden. Mit dem Löffelbagger 

wiederum können Bereiche der 

Flusssohle entnommen werden, welche die 

physische Grenze des Tauchers bei der 

Probenentnahme bei weitem übertreffen. 

Generell ist hier festzuhalten, dass Tauchgänge 

in rasch überströmten Tiefen großer 

Flüsse eine gewaltige Gefahrenquelle 

darstellen und deshalb einer mechanisierten 

Vorgangsweise der Vorzug zu geben ist. 

Aus dem Methodenvergleich lassen sich folgende 

Schlüsse für die künftige Besammlung 

tiefer Donaustrecken ableiten: 

• Für mengenbezogene Aussagen (Biomasse, 

Individuendichte) sind Tauchproben 

vorzuziehen. 

• Die Erhebung des Artbestandes erfordert 

den Einsatz beider Methoden. 

• Für die Berechnung zönotischer Kenngrößen 

(Diversität, Saprobitätsindex, Fresstypenverteilung) 

kann auf je eine der Methoden 

zurückgegriffen werden. 

9.5 Der ökologische Zustand des 

Donaustaues Aschach im Licht 

der EU-Wasserrahmenrichtlinie 

Seit dem Jahr 2000 ist die österreichische Wasserwirtschaft 

verpflichtet, ihre Maßnahmen in 

ein umfassendes Gesamtkonzept zum europäischen 

Gewässermanagement einzubinden. Die 

legistische Grundlage dazu stellt die „Richtlinie 

des Rates der Europäischen Union zur Schaffung 

eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen 

der Gemeinschaft im Bereich der Wasserpolitik“ 

– kurz „EU-Wasserrahmenrichtlinie“ dar 

(RAT DER EUROPÄISCHEN UNION 2000). 

111


Im Artikel 1 dieser Richtlinie werden die Mitgliedsstaaten 

dazu aufgefordert, folgende Ziele 

zu verwirklichen: 

„Vermeidung einer Verschlechterung des 

ökologischen Zustands der Oberflächengewässer 

und Vermeidung ihrer Verschmutzung und 

Sanierung dieser Gewässer mit dem Ziel, in allen 

Oberflächenwasserkörpern [...] spätestens 15 

Jahre nach Inkrafttreten dieser Richtlinie einen 

guten Zustand der Oberflächengewässer bzw. 

im Falle stark veränderter oder künstlicher 

Wasserkörper ein gutes ökologisches Potential 

[...] der Oberflächengewässer zu erreichen.“ 

Das in der Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) 

festgeschriebene politische Ziel ist somit die 

Erhaltung oder Wiederherstellung des zumindest 

„guten ökologischen Zustandes“. Der Tatsache 

Rechnung tragend, dass die Gewässer 

der europäischen Kulturlandschaft einem starken 

und auch vielfältigen Nutzungsdruck ausgesetzt 

sind, bietet die WRRL die Möglichkeit, 

für stark veränderte Wasserkörper ein modifiziertes 

Güteziel festzulegen, das im Kontext 

der sozio-ökonomischen Rahmenbedingungen 

Baggerschiff bei der Probenentnahme. 

112 

erreichbar ist. Solche Gewässer werden als „erheblich 

veränderte Wasserkörper“, im englischen 

Originaltext „heavily modified water bodies“, 

bezeichnet. 

Als „erheblich veränderte Wasserkörper“ 

werden solche Gewässer definiert, die „durch 

physikalische Veränderungen durch den Menschen 

in ihrem Wesen erheblich verändert“ 

wurden. 

Die Mitgliedstaaten können einen Oberflächenwasserkörper 

als künstlich oder erheblich 

verändert einstufen, wenn (WRRL, Artikel 4) 

a) die zum Erreichen eines guten ökologischen 

Zustands erforderlichen Änderungen der hydromorphologischen 

Merkmale dieses Körpers 

signifikante negative Auswirkungen 

hätten auf: 

i) die Umwelt im weiteren Sinne, 

ii) die Schifffahrt, einschließlich Hafenanlagen, 

oder die Freizeitnutzung, 

iii) die Tätigkeiten, zu deren Zweck das 

Wasser gespeichert wird, wie Trinkwasserversorgung, 

Stromerzeugung oder 

Bewässerung 

iv) die Wasserregulierung, den Schutz vor 

Überflutungen, die Landentwässerung; 

oder 

v) andere ebenso wichtige nachhaltige 

Entwicklungstätigkeiten des Menschen. 

b) die nutzbringenden Ziele, denen die künstlichen 

oder veränderten Merkmale des Wasserkörpers 

dienen, aus Gründen der technischen 

Durchführbarkeit oder aufgrund unverhältnismäßiger 

Kosten nicht in sinnvoller 

Weise durch andere Mittel erreicht werden 

können, die eine wesentlich bessere Umweltoption 

darstellen. 

Eine genaue Vorgangsweise zur Ausarbeitung 

von Kriterien, die zur Entscheidungsfindung 

für oder gegen eine Einstufung eines Gewässers 

als „heavily modified“ herangezogen 

werden können, steht allerdings noch aus. Gegenwärtig 

hat sich ein europäischer Arbeits-

kreis zur Lösung dieser wichtigen Entscheidungsprobleme 

etabliert („A Research Project 

on the Identification and Designation of Heavily 

Modified Waterbodies under the Water Framework 

Directive“). 

Die österreichische Donaustrecke bietet in 

bezug auf alle in Artikel 4 genannten Kriterien 

ein Paradebeispiel zur Diskussion der „heavily 

modified-Problematik“. Die Ergebnisse aus 

dem Untersuchungsgebiet im Stauwurzelbereich 

Aschach bieten wertvolle Informationen 

zur diesbezüglichen Beurteilung von Durchbruchsstrecken 

der Donau. 

Ohne dem zitierten europäischen Projekt 

vorgreifen zu wollen, wird die Situation im 

Stauwurzelbereich des Donaustaues Aschach 

im Kontext der Bestimmungen zur Ausweisung 

eines Gewässers als stark veränderter Lebensraum 

kurz skizziert. 

In Tabellenform (siehe Tab. 9.8) werden 

dazu die sich aus der hydro-morphologischen 

Situation abzuleitenden Pro- und Contra-Argumente 

einander gegenübergestellt. Die Pro-Argumente 

unterstützen eine Einstufung der untersuchten 

Donaustrecke in die allgemeine Kategorie 

von Oberflächengewässern (Zielzustand: 

guter ökologischer Zustand). Die Contra-Argumente 

würden eine Ausweisung des 

Untersuchungsabschnittes als „stark veränderter 

Wasserkörper“ befürworten (Zielzustand: 

gutes ökologisches Potential). 


Begünstigt durch die Situation als Durchbruchsstrecke 

sind trotz Aufstau durch das Donaukraftwerk 

Aschach zahlreiche donautypische 

Strukturen erhalten. Da im Untersuchungsgebiet 

die Donau in einem Talmäander 

das Granit/Gneis-Gebiet der Böhmischen Masse 

durchschneidet bleiben folgende Charakteristika 

fast unverändert: 

• die Linienführung des Flussschlauches 

• die Reduktion von Augebieten auf ufernahe 

Bereiche, da die Felsen und Hangwälder 

teilweise uferbildend wirken 

• die Zusammensetzung der Bettsedimente 

in der Stauwurzel 

• die Strömungsgeschwindigkeit im 

Stauwurzelbereich. 

Probengut der Stromsohle an der Oberfläche. 

Tab. 9.8: Gegenüberstellung der Kriterien für eine Ausweisung der Untersuchungsstrecke im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie. 

Kriterien Pro-Argumente Contra-Argumente 

Linienführung natürliche Linienführung 

erhalten 

Strömungsgeschwindigkeit um etwa 50 % geringer 

Gewässertiefe um 2,5 m erhöht 

Bettsedimente: (Strommitte) 

Stauwurzel natürlich bis naturnahe 

vor Wehr Feinsedimentanteil erhöht 

Geschiebeführung unterbunden 

Bettsedimente, Uferzone teilweise restauriert Blockwurf 

Augewässer keine natürlichen Augewässer 

Migrationsmöglichkeiten Schleuse größtenteils unterbrochen 

Laterale Vernetzung teilweise restauriert größtenteils gestört 

113


Als negative Auswirkungen für die Erlangung 

eines guten ökologischen Zustandes sind 

anzusehen: 

• Erhöhung des Wasserspiegels um durchschnittlich 

2,5 m 

• unterbrochene Geschiebeführung durch 

das Oberliegerkraftwerk Jochenstein 

• Reduktion der Migrationsmöglichkeiten auf 

die Schleusenbereiche; dadurch keine Wandermöglichkeiten 

für viele wirbellose Tiere 

• Zerstörung vieler Uferbereiche durch 

Blockwurf 

• Reduktion der mittleren Strömung um 50 %. 

Aus Sicht der Benthoszönosen sind folgende 

Reaktionen der Bodenfauna auf die durch den 

Aufstau veränderten Milieubedingungen zu bemerken: 

• Die Restaurierung der Uferabschnitte 

ermöglicht eine (Wieder-)Besiedlung durch 

eine artenreiche und standorttypische 

Bodenfauna. Sogar vom Aussterben 

bedrohte Arten finden hier einen 

Lebensraum. 

• Die Tatsache einer Überstauung der 

Donausohle um etwa 2,5 m dürfte keine 

nachhaltige Schadwirkung auf die 

Bodenfauna mit sich führen. 

• Trotz der 50 % Reduktion der 

Strömungsgeschwindigkeit bleiben im 

Sohlbereich sowohl die Schotterfraktionen 

als auch Elemente der standorttypischen 

Fauna erhalten. 

114 

• Der Rückgang der mittleren Strömung 

führt insgesamt zu einer Potamalisierung 

der Benthoszönosen. Die vormals 

hyporhithral/epipotamal geprägte Fauna 

verschiebt sich zu einer epipotamalen/ 

metapotamalen Zönose mit hohen Litoralund 

Profundalanteilen. 

• Als nachteilig für die Benthosfauna, wenn 

auch in vorliegender Studie nicht 

untersucht, ist das Fehlen der 

Geschiebenachfuhr anzusehen. 

• Schifffahrt (z.B. Transport durch 

Bilgewasser oder durch Sportboote), der 

Ausbau der Donau als Staukette sowie 

die künstliche Verbindung zum Main- 

Rhein-System fördert das teilweise 

dominante Auftreten wettbewerbsstarker 

Neozoen. 

In Bezug auf die Uferbereiche des Stauwurzelabschnitts 

ist auf Basis der Bodenfauna davon 

auszugehen, dass sich im Anschluss an 

eine Restaurierung der Litoralzonen eine 

Benthosbesiedlung einstellt, die einem guten 

ökologischen Zustand einer Donaufließstrecke 

entspricht. Die Reaktion der Bodenfauna auf 

Renaturierungsmaßnahmen im mittleren und 

unteren Staubereich kann auf Basis vorliegender 

Datenlage nicht abgeschätzt werden. 

Für die Sohlbereiche ist bei Beibehaltung 

der gegenwärtigen Nutzungsformen der Donau 

von einem Abweichen vom guten Zustand 

auszugehen. Allerdings ist für eine bindende 

Aussage die Ausarbeitung einer künftigen Beurteilungsmethode 

noch abzuwarten.

9.6 Zusammenfassung 

Die Wasserstraßendirektion renaturierte zur 

Verbesserung der naturräumlichen Situation im 

Stauwurzelbereich des KW Aschach einen 

1,2 km langen Uferbereich der Donau bei Engelhartszell. 

Ziel der Maßnahme ist die Wiederherstellung 

einer möglichst naturnahen, intakten 

Biozönose, welche die Anforderungen an 

ein ökologisch funktionsfähiges Gewässer erfüllt. 

Das Kapitel „Makrozoobenthos“ dokumentiert 

die Entwicklung der wirbellosen Bodenfauna 

im Anschluss an eine fünfjährige Stabilisierungsphase 

nach den Bauarbeiten von 

1993. Besondere Aufmerksamkeit wird einer 

Analyse der ökologischen Funktion der neugeschaffenen 

Schotterstrukturen geschenkt. 

Methodische Erkenntnisse: 

Die Beweissicherung umfasst Probenentnahmen 

aller Lebensraumtypen (Habitate) im Hinblick 

auf eine vollständige und flächenbezogene 

Erfassung der wirbellosen Bodenfauna (Makrozoobenthos). 

Im Zuge der sehr schwierigen 

Beprobung der Stromsohle werden verschiedene 

Methoden gewählt, ihre Praktikabilität an 

großen Flüssen getestet und für die künftige 

Anwendung diskutiert: Die Probenentnahme 

durch Taucher ist zwar risikoreich und zeitaufwändig, 

aber unentbehrlich für eine genaue 

Charakteristik von Dichte und Menge sowie 

Artenzusammensetzung der Bodenfauna. Das 

mit geringerem Aufwand zu entnehmende Probenmaterial 

aus der Schaufel von Baggerschiffern 

umgrenzt die Faunendichte zwar ungenau, 

liefert aber für zahlreiche Routineanwendungen 

hinreichend genaue Daten. 

Fauneninventar: 

Die neu geschaffenen Schotterstrukturen werden 

von eigenständigen und standorttypischen 

Faunengesellschaften strömungsberuhigter Zonen 

besiedelt. Diese Flachwasser-Zönosen zeigen 

deutliche Unterschiede zu denen der Sohle 

und des Blockwurfes. Eine hohe Anzahl von 


157 Arten kommt ausschließlich auf den neuen 

Schotterstrukturen vor (68 % der Gesamttaxazahl). 

Vergleicht man die heutigen Befunde mit 

der Situation vor der Restrukturierung, so ist 

vor allem die höhere Artenvielfalt dieses Donauabschnittes 

durch die nun größere Habitatdiversität 

zu erwähnen. Die Fauna des außerhalb 

der Renaturierungszone befindlichen 

Blockwurfes weist Ähnlichkeiten mit jener der 

Stromsohle auf, ist jedoch artenärmer. Der 

Blockwurf bietet keinen Ersatz für strukturreiche 

Uferregionen, die v.a. von Weichbodenbesiedlern 

genutzt werden. 

Besiedlungsstruktur: 

Aus den Befunden lässt sich ableiten, dass die 

Schotterstrukturen eine nachweisbare Lebensraum-Bereicherung 

für das Makrozoobenthos 

darstellen. Sie bieten eine deutliche 

Aufwertung der naturräumlichen Situation im 

Stauwurzelbereich. Interessant ist die Tatsache, 

dass eine enge räumliche Einnischung speziell 

adaptierter Arten der Schotterstrukturen mit 

der Änderung des Strömungs-/Substrat-Gradienten 

einher geht. Beispielsweise besiedeln 

grabende Filtrierer wie Muscheln (Pisidium supinum, 

P. amnicum, P. moitessierianum, 

Sphaerium sp., Anodonta anatina, Unio pictorum) 

individuenreich den kiesig-sandigen 

Bereich der Uferstrukturen, während die sandig-schlammigen 

Zonen einer reichen Wurmund 

Zweiflügler-Gemeinschaft wichtigen Lebensraum 

bieten. Weidegänger wie die Eintagsfliege 

Ecdyonurus venosus oder die Hakenkäfer 

Elmis sp., Limnius sp. und die Köcherfliege 

Glossosoma boltoni präferieren hingegen 

stabile Hartsubstrate der Mikro-/Mesolithal- 

Fraktion. 

Naturschutz: 

Die eingebrachten Strukturen bieten über den 

ökologischen Aspekt hinaus einen geeigneten 

Lebensraum für die – teilweise sehr stark ge- 

115


fährdete – donautypische Muschel- und Wasserschnecken-Fauna. 

Sogar die heutzutage so 

selten gewordenen sandlebenden Fluss-Libellen 

(Gomphus vulgatissimus) oder Tieflandfluss-Eintagsfliegen 

(Ephoron virgo) können 

sich hier wieder ansiedeln. Die Schotterstrukturen 

erweisen sich damit sowohl hinsichtlich 

Fragen des Naturschutzes sowie des Erhaltes 

und der Wiederherstellung der ökologischen 

Funktionsfähigkeit als besonders wertvoll. 

Zoogeographie: 

Aus faunistischer Sicht sind zwei Erstnachweise 

für Österreich (Köcherfliegen: Hydropsyche 

exocellata, Süßwassergarnelen: Atyaephyra 

desmaresti) erwähnenswert. Weiters erfolgt 

durch vorliegende Studie eine Dokumentation 

116 

der Einwanderung von Neozoen (vor allem 

Kleinkrebse). 

Gewässerbewertung: 

Aus der vorliegenden Beweissicherung geht 

eindrucksvoll hervor, welche essentielle Funktion 

die ufernahen Flachwasserbereiche für das 

Gesamtartenspektrum und damit auch die ökologischen 

Funktionen besitzen und welche 

Faunensegmente im Falle beidseitiger Uferverbauungen 

ausfallen. Vorliegende Ergebnisse 

zeigen das ökologische Reservoir von Renaturierungsmaßnahmen 

in Durchbruchsstrecken 

der Donau auf und tragen wertvolle Datengrundlagen 

zur Diskussion der Wasserrahmenrichtlinie 

um das Entwicklungspotenzial von 

„erheblich veränderten Gewässerstrecken“ bei.

10 Zusammenfassende Kurzdiskussion 


Das „freie Fließen“ ist eines der wesentlichsten 

Kriterien in der flusstypischen Dynamik und 

somit Motor für die Entwicklung und das Weiterbestehen 

intakter aquatischer Zönosen. Diese 

Dynamik wurde in den fünfziger- und sechziger 

Jahren im Oberen Donautal stark eingeschränkt. 

Mit der Errichtung der Kraftwerke Jochenstein 

und Aschach entstanden völlig neuartige 

ökologische Bedingungen, die entscheidende 

Auswirkungen auf die gesamte aquatische 

Fauna haben. Auf Grund der verringerten 

Fließgeschwindigkeit ändern sich beispielsweise 

die Substratverhältnisse. In zentralen Staubereichen 

wird großflächig Feinsediment abgelagert, 

wobei der Schotter, der das natürliche 

Substrat der Donau bildet, bis zu mehreren 

Metern überdeckt wird. Diese neuen Faktoren, 

verringerte Fließgeschwindigkeit, geändertes 

Substrat und große Tiefen im Stau, bieten beispielsweise 

vielen Fischarten nur mehr unzureichende 

Voraussetzungen, um eigenständige, 

ausgewogene Populationen zu erhalten. 

In den Stauräumen änderte sich das Faunenbild 

gegenüber der freien Fließstrecke in charakteristischer 

Weise. Es hat eine Verschiebung 

von strömungsliebenden, donautypischen Arten, 

zu solchen, welche die Schwankungen lebenswichtiger 

Umweltfaktoren innerhalb weiter 

Grenzen ertragen, stattgefunden. Neben 

dem Aufstau erschwert auch die im Zuge der 

Stauerrichtung durchgeführte monotone Ausgestaltung 

der Ufer und der Verlust von Altwässern 

vielen Fischarten ein Aufkommen. Aber 

auch in Hochwasserfällen verschärfen sich für 

viele Arten die Lebensbedingungen in den 

Stauräumen. Rückzugsgebiete in Form von 

strömungsberuhigten, überschwemmten Bereichen, 

welche im ungestauten Zustand großflä- 


chig vorhanden waren, fehlen im zentralen 

Stauraum. 

Das Ausmaß der Abweichung von der ursprünglichen 

Situation korreliert mit der Intensität 

des Staueinflusses. Die Abnahme der flusstypischen 

Ausprägung ist innerhalb der einzelnen 

Stauräume in Längsrichtung vom Staubeginn 

(Stauwurzel) zum Kraftwerk hin zu beobachten. 

Daraus leitet sich aus ökologischer 

Sicht die besondere Bedeutung von Stauwurzelbereichen 

ab. Diese Abschnitte weisen noch 

nennenswerte flusstypähnliche Charakteristika 

wie erhöhte Fließgeschwindigkeit, ausgeprägte 

Wasserstandsschwankungen und vergleichsweise 

geringe Wassertiefen auf. 

10.2 Pilotstudie Oberes Donautal 

Ökologische Voruntersuchungen (WAIDBACHER 

et al., 1991) aus dem Jahr 1989 zeigen, dass im 

Stauwurzelbereich des Donaukraftwerks 

Aschach ein Defizit in Bezug auf leitbildkonforme 

Uferstrukturelemente vorliegt. Dies spiegelt 

sich u.a. auch in extrem geringen Anteilen 

von standorttypischen Fischarten wider, welche 

speziell auf diese Strukturen angewiesen 

sind. Bestätigt wird dies auch anhand benthosbiozönotischer 

Untersuchungen, welche eindrucksvoll 

den Mangel an gewässertypischen 

Choriotopen dokumentieren. Zurückzuführen 

sind diese Defizite primär auf die Monotonie 

hinsichtlich Ausprägung der Uferzonen und 

der trogförmigen Flussprofile. Ableitend aus 

den Defiziten sind in dieser Arbeit Maßnahmen 

formuliert, welche das Ziel der ökologischen 

Aufwertung des Stauwurzelbereiches verfol- 

117


gen. Diese Maßnahmen orientieren sich am 

Leitbild flusstypischer Elemente, um zu gewährleisten, 

dass die neuentstandenen Habitate 

die ökologische Funktion ursprünglicher Lebensräume 

erfüllen. Zentrales Ziel ist dabei die 

Förderung der autochthonen Fauna. 

Im Rahmen von „Biotopprojekten“ realisierte 

die Wasserstraßendirektion vorgeschlagene 

Maßnahmen. Mit der Schaffung von seicht 

überströmten Schotterstrukturen und strömungsberuhigten 

Zonen wurde in Teilbereichen 

versucht, das Defizit an flusstypischen 

Elementen zu kompensieren. Das Gesamtvolumen 

der umgelagerten Schottermengen beträgt 

ca. 60.000 m 3 . Eine morphologische und sedimentologische 

Beweissicherung unmittelbar 

nach Bauabschluss dokumentiert Gestalt und 

Kornzusammensetzung der neugeschaffenen 

Strukturen. 

Fünf Jahre nach Bauabschluss beauftragte 

die Wasserstraßendirektion die Abteilung für 

Hydrobiologie der Universität für Bodenkultur 

mittels fischökologischer und benthosbiozönotischer 

Untersuchungen, die ökologische Wirksamkeit 

dieser Maßnahmen zu überprüfen. 

Parallel zu den biologischen Untersuchungen 

werden abermals morphologische und sedimentologische 

Erhebungen durchgeführt. 

Dank der vergleichenden morphologischen 

und sedimentologischen Erhebungen ist es 

möglich, die Sukzession der Strukturen zu belegen. 

Fischökologische und benthosbiozönotische 

Erhebungen zu verschiedenen Terminen dokumentieren 

einerseits saisonale Einnischungstrends 

und gewährleisten andererseits statistische 

Absicherung der Datensätze. 

10.3 Morphologie 

und Sedimentologie 

Über die morphologische und sedimentologische 

Entwicklung von künstlich geschaffenen 

Schotterstrukturen und deren Beständigkeit 

118 

bzw. granulometrische Sukzession liegen bis 

dato keine Datensätze vor. Vorliegende Arbeit 

erlaubt nun, erste richtungsweisende Aussagen 

mit Hilfe vergleichender Untersuchungen zu 

treffen. Sechs Jahre nach Bauabschluss lassen 

sich die Strukturierungsmaßnahmen in Bezug 

auf deren Beständigkeit wie folgt beurteilen. 

Innerhalb des Zeitraumes seit Errichtung der 

Strukturen wirkten Einflüsse wie Wellenschlag 

und Hochwässer auf die Strukturen ein. Vor allem 

in den Jahren 1996 und 1997 kam es auf 

Grund der vorherrschenden Abflussverhältnisse 

zum langzeitigen vollständigen Überströmen 

der Strukturen. 

Beim Vergleich der morphologischen Aufnahmen 

zeigt sich, dass die grundsätzliche 

Ausformung der Strukturen seit Errichtung als 

stabil zu bezeichnen ist. Dynamische Prozesse 

sind insofern zu bemerken, als sich bei vergleichsweise 

kleinräumigen Strukturen, wie Inseln 

und Buchten, morphologische Vergleichmäßigung 

einstellt. Für die Umgestaltung ist zu 

einem Großteil der Wellenschlag der Schifffahrt 

verantwortlich. Hochwässer haben in dem Zusammenhang 

weniger Einfluss. Demgegenüber 

wirken sich Hochwässer in Bezug auf Sedimentation 

von Feinsubstraten massiv aus. In 

strömungsberuhigten Zonen kommt es nach 

entsprechenden Abflussereignissen zu massiven 

Feinsedimentablagerungen. Zusammenfassend 

lässt sich die morphologische Entwicklung 

der Strukturen folgendermaßen skizzieren. 

Flache, großflächige Strukturelemente stellen 

relativ stabile Elemente dar. Ab- und Anlandungen 

sind kaum gegeben. An diesen Strukturen 

ist durch den Wellenschlag laterale Bewegung 

des Schotterkörpers bemerkbar, was 

positive Effekte in Hinblick auf die äußere Dekolmation 

mit sich bringt. Demgegenüber bewirkt 

die erodierende Kraft der Wellen im Fall 

von Kleinstrukturen, wie kleinen Inseln und 

Buchten, ein Abflachen bzw. ein „Umkippen“ 

dieser Elemente. Weiters zeigt sich vor allem 

nach Durchgang entsprechender Hochwasserereignisse 

Sedimentation in strömungsarmen 

Bereichen. Neben zum Teil massiven Feinsedi-

mentablagerungen in strömungsarmen Zonen 

zeigen die Siebkornanalysen, dass im Zeitraum 

von sechs Jahren die Kornverteilungen auf den 

Schotterbänken nur unwesentlichen Veränderungen 

unterliegen. Bereits kurz nach Schüttung 

der Strukturen stellt sich ein vergleichsweise 

stabiles Gleichgewicht der Fraktionen 

ein. Vergleiche mit der Kornzusammensetzung 

natürlicher Schotterbänke in Fließstrecken der 

Donau zeigen, dass diese große Übereinstimmung 

aufweisen. In den Bereichen, wo Erosion 

vorherrscht, kommt es vermehrt zu Auswaschung 

von Feinanteilen. Dies betrifft hauptsächlich 

Inselzonen, welche auf Grund der Lateralbewegung 

des Schotters bei gleichzeitiger 

Verfüllung des Nebenarmes an Höhe verlieren. 

Interessante Aspekte ergeben sich im Zusammenhang 

mit der Weiterentwicklung von 

Strukturen mittels Feinsedimentanlandungen. 

Bei entsprechender Ausformung initiieren 

Strukturen massive Anlandungen. Diese Sedimentation 

ist limitiert durch den Gradienten 

der Fließgeschwindigkeit in Richtung Flussmitte. 

Der Strömungsgradient gewährleistet bei 

nachträglichem Überschütten der Anlandungen 

mit Schotter im angeströmten Bereich dauerhaft 

kiesige Substratverhältnisse. Gleichzeitig 

bieten die Feinsedimentanlandungen am Fuß 

der mit Steinsatz gesicherten Böschung optimale 

Standortbedingungen für Weiden, welche 

bei erhöhten Wasserständen wertvolle Refugialhabitate 

für Jungfische darstellen. 

Während Hochwasserereignissen bieten die eingestauten 

Weiden wertvolle Refugialräume. 

10.4 Fischökologie 


Die fischökologische Evaluierung der Strukturierungsmaßnahmen 

bringt den Nachweis der 

grundsätzlichen Funktionstüchtigkeit der neugeschaffenen 

Strukturen als Elemente zur Förderung 

einer leitbildkonformen Fischfauna. 

Dabei gelingt im Rahmen der Erhebungen der 

Nachweis einer großen Anzahl an FFH-Fischarten, 

die zum Teil hohen Gefährdungsgrad aufweisen. 

Zu diesen zählt auch der Semling, welcher 

im Rahmen vorliegender Studie erstmals 

seit den 60er Jahren in Österreich wieder nachgewiesen 

werden konnte. Nicht zuletzt dank 

vorliegender Datengrundlage wird das Obere 

Donautal auch als NATURA 2000-Gebiet nominiert. 

Verglichen mit der Situation vor Schaffung 

der Strukturen sind vor allem bei den Rheophilen 

um Vieles höhere Anteile in den Assoziationen 

nachzuweisen. Von diesen Arten besiedelt 

insbesondere die Leitfischart des Epipotamals, 

die Nase, die heterogenen, neugeschaffenen 

Schotterbänke in den höchsten Dichten. Ausgehend 

von hohen Zuwächsen in den Strukturierungsbereichen 

erfolgt auch eine sukzessive 

Besiedlung umliegender Bereiche durch rheophile 

Elemente. 

Trotz dieser Ausstrahlungseffekte kommt es 

aber in den unveränderten Strecken zu einem 

deutlichen Bestandesrückgang. Dieser betrifft 

das gesamte Artenspektrum und bleibt nicht 

auf eine spezielle ökologische Gruppe beschränkt. 

Zusammenhänge mit den Strukturierungsmaßnahmen 

sind auszuschließen, zumal 

dieser Trend zur Zeit an der gesamten österreichischen 

Donau erkennbar ist. 

Die Veränderungen in den Fischassoziationen 

der Strukturierungsbereiche zeigen eine 

Entwicklung in Richtung einer leitbildkonformen 

Fischvergesellschaftung und folgen einem 

einheitlichen Muster. In allen drei Strukturierungsstrecken 

sind neben hohen Dichteanstiegen 

auch gleichlaufende Verschiebungen in 

den Artenvergesellschaftung zu beobachten. 

119


Charakteristisch ist ein Ansteigen der Abundanzen 

der Vertreter der rheophilen Gruppe, 

allen voran der Leitfischarten Nase und Barbe. 

Gleichzeitig findet aber auch eine Abnahme 

bisher dominierender Ubiquisten wie Aitel 

oder Aal statt. Prinzipiell sind hohe Abundanzen 

dieser Arten Ausdruck gestörter Fischzönosen 

und weisen auf unattraktive Verhältnisse 

für spezialisiertere Arten hin. Blockwurfufer in 

Stauzonen stellen solche Habitate dar. Das sukzessive 

Verschwinden dieser Arten aus den 

Strukturierungsbereichen bei einer gleichzeitigen 

Zunahme strömungsliebender Kieslaicher 

zeigt die hohe Qualität der Lebensräume. 

Ein kleinstrukturierter vielfältiger Lebensraum 

ist im Weiteren auch ein entscheidendes 

Kriterium für das erfolgreiche Aufkommen gewisser 

Arten. Anhand der Juvenilstadien der 

Nase, die eine enge Einnischung bezüglich der 

Parameter Fließgeschwindigkeit, Wassertiefe, 

Sohlsubstrat etc. aufweisen, wird die Bedeutung 

heterogener Strukturierungen deutlich. 

Mit den im Jahresverlauf schwankenden typischen 

Wasserständen der Donau zeigen einzelne 

Bereiche wechselnde abiotische Verhältnisse. 

Dabei ist Übereinstimmung der saisonalen 

Lebensraumpräferenzen mit der angebotenen 

Habitataustattung erforderlich. In den untersuchten 

Strukturierungsbereichen konnte diese 

positive Korrelation belegt werden. 

Neben dem Fehlen überströmter Schotterbänke 

wies die Voruntersuchung von 1989 

auch ein Defizit an Ruhigwasserbereichen auf. 

Die Erhebungen in einer neugeschaffenen Hakenbuhne 

dokumentieren die positiven Effekte 

vor allem für strömungsindifferente Arten. 

Insgesamt weist die rasche Besiedlung der 

verschiedenen Strukturierungsbereiche auf das 

hohe Revitalisierungspotential der Donau hin. 

Das große Artenspektrum und das Aufkommen 

von Arten mit zum Teil sehr spezifischen Einnischungen 

erfordert hohe Ansprüche an die 

Ausformung der Lebensräume. 

Die vorliegende Studie belegt die positive 

Wirkung der gesetzten Maßnahmen für die ursprüngliche 

Fischfauna. Mit der daraus resultie- 

120 

renden Verbesserung der fischökologischen 

Funktionsfähigkeit bestätigt sich die Richtigkeit 

des eingeschlagenen Weges durch Schaffung 

von Schotterstrukturen. Für eine nachhaltige 

und weitreichendere Entwicklung der autochthonen 

Fischfauna sollte darüber hinaus zukünftig 

das größtmögliche Raumpotential genutzt 

werden. 

10.5 Benthosbiozönose 

Die benthosbiozönotische Beweissicherung 

umfasst Aufsammlungen aller Lebensraumtypen 

(Habitate) in Hinblick auf eine vollständige 

und flächenbezogene Erfassung der wirbellosen 

Bodenfauna (Makrozoobenthos). Im 

Zuge der schwierigen Beprobung der Stromsohle 

werden verschiedene Methoden gewählt 

und ihre Praktikabilität an großen Flüssen getestet. 

Die neugeschaffenen Schotterstrukturen 

werden von eigenständigen und standorttypischen 

Faunengesellschaften strömungsberuhigter 

Zonen besiedelt. Diese Zönosen zeigen 

deutliche Unterschiede zu denen der Sohle 

und des Blockwurfes. Dieses Phänomen kann 

auch auf funktioneller Ebene anhand der 

Fresstypenverteilung, der Verteilung der biozönotischen 

Regionen und des unterschiedlichen 

Arteninventars im Donauquerschnitt nachvollzogen 

werden. Eine hohe Anzahl von 157 Arten 

kommt ausschließlich auf den Schotterstrukturen 

vor (68 % der Gesamttaxazahl). 

Es kann eine enge räumliche Einnischung 

speziell adaptierter Arten der Schotterstruktur 

gemäß des Strömungs-/Substrat-Gradienten 

beobachtet werden. Beispielsweise besiedeln 

grabende Filtrierer wie Muscheln individuenreich 

den kiesig-sandigen Bereich der Uferstrukturen. 

Weidegänger präferieren hingegen 

stabile Hartsubstrate der Mikro-/Mesolithal- 

Fraktion. 

Die eingebrachten Strukturen bieten darüber 

hinaus einen geeigneten Lebensraum für

die donautypische Muschel- und Wasserschnecken-Fauna, 

darunter einige gefährdete 

und rückläufige Arten. Auch sandlebende, 

heute seltene flusstypische Libellen oder Eintagsfliegen 

können sich hier ansiedeln. Die 

Schotterstrukturen erweisen sich damit sowohl 

hinsichtlich Fragen des Naturschutzes sowie 

der ökologischen Funktionsfähigkeit als besonders 

wertvoll. 

Vergleicht man die heutigen Befunde mit 

der Situation vor der Strukturierung, so ist vor 

allem die höhere Artenvielfalt dieses Donauabschnittes 

durch die nun größere Habitatdiversität 

zu erwähnen. Die Fauna des Blockwurfes 

weist Ähnlichkeiten mit jener der Stromsohle 

auf, sie ist jedoch artenärmer. Der Blockwurf 

bietet keinen Ersatz für strukturreiche Uferregionen, 

die v.a. von Weichbodenbesiedlern genutzt 

werden. 

Daraus lässt sich ableiten, dass die Schotterstrukturen 

eine nachweisbare Lebensraum-Bereicherung 

für das Makrozoobenthos darstellen. 

Sie bieten eine deutliche ökologische Aufwertung 

im Stauwurzelbereich. 

Aus faunistischer Sicht sind zwei Erstnachweise 

für Österreich (Köcherfliegen: Hydropsyche 

exocellata, Süßwassergarnelen: Atyaephyra 

desmaresti) erwähnenswert. Weiters erfolgt 

durch vorliegende Studie eine Dokumentation 

der Einwanderung von Neozoen (vor allem 

Kleinkrebse). 

Aus den vorliegenden Resultaten wird ersichtlich, 

welche essentielle Funktion die ufernahen 

Flachwasserbereiche für das Gesamtartenspektrum 

besitzen und welche Faunensegmente 

im Falle beidseitiger Uferverbauungen 

ausfallen. Darüberhinaus tragen die Ergebnisse 

wertvolle Datengrundlagen zur Diskussion der 

Wasserrahmenrichtlinie um das Entwicklungspotential 

der „heavily modified waterbodies“ 

bei. 

10.6 Ökosoziale Aspekte 


Die Strukturierungsmaßnahmen zeigen nicht 

nur positive Effekte in Bezug auf die limnologischen 

Verhältnisse, sondern bedingen auch einen 

erheblichen Nutzungsdruck durch Angler, 

Bootsfahrer und Badegäste. 

Angler nutzen die ufernahen Schotterbänke 

auf Grund der leichten Zugänglichkeit während 

der ganzen Saison. Darüber hinaus ist in 

den Sommermonaten reger Badebetrieb zu beobachten. 

Einheimische, Feriengäste, sowie 

Radfahrer vom unmittelbar vorbeiführenden 

Radweg Passau - Wien verwenden die Schotterufer 

als Lager- und Badeplatz. Von Ruderern 

und Motorbootfahrern werden die Schotterbänke 

als Anlege- und Rastplätze benutzt. 

Ausgehend vom eigentlichen Errichtungsziel, 

die limnologischen Verhältnisse in der 

Stauwurzel zu verbessern, zeigt sich, dass mit 

der „Multifunktionalität“ der Strukturierungsmaßnahmen 

eine Vielzahl von Aufgaben erfüllt 

werden, welche weit über den eigentlichen Errichtungszweck 

hinausreichen. 

Dieser Effekt ist besonders hoch zu bewerten, 

da dadurch die Akzeptanz und das Verständnis 

für ökologisch orientierte Maßnahmen 

Freizeitnutzung der Strukturen. 

121


in der Gesellschaft wächst. Stand man anfangs 

der Schaffung von „Biotopen“ eher skeptisch 

gegenüber, so werden aktuell von den verschiedenen 

Nutzern auch für andere Bereiche 

ähnliche Maßnahmen gewünscht. Es ist allerdings 

zu gewährleisten, dass der eigentliche 

Errichtungszweck nicht außer Acht gelassen 

wird. Störung und starker Betritt beispielsweise 

verhindern das Aufkommen von Sukzessionsvegetation. 

Der grundsätzliche Ausschluss der 

Erholungssuchenden von derartigen Biotopen 

erscheint trotzdem nicht zweckmäßig. Verständnis 

für Zusammenhänge in der Natur 

kann der Mensch nur durch das Erleben der 

Natur erlangen. Erst wenn er den Wert von Lebensräumen 

selbst erfährt, ist er bereit für deren 

Erhaltung einzutreten. Um die Aktivitäten 

der Erholungssuchenden jedoch künftig zu 

lenken, sollte beim Bau bereits darauf geachtet 

werden, dass Zonen, die weniger leicht zugänglich 

sind, geschaffen werden. So könnte 

etwa ein größerer Anteil an Inselflächen diesem 

Umstand Rechnung tragen. 

Dieser Aspekt und vor allem die positiven 

Untersuchungsergebnisse unterstützen die Forderung 

nach weiteren Schotterstrukturen im 

122 

Stauwurzelbereich des Kraftwerks Aschach, da 

neben der quantitativen Erhöhung des Lebensraumangebotes 

auch der anthropogene Nutzungsdruck 

großräumiger verteilt werden würde. 

Nichtzuletzt ist mit einem Biotopverbundsystems 

auch wesentliche landschaftsästhetische 

Aufwertung gegeben, welche sich am 

Leitbild der ursprünglichen Flusslandschaft orientiert. 

Dies kommt wiederum einer Region zu 

gute, in der Fremdenverkehr ein wesentlicher 

Wirtschaftsfaktor ist. So ist in der EU-Wasserrahmenrichtlinie 

neben dem Ziel in ....erheblich 

veränderten Wasserkörpern spätestens 

15 Jahre das gute ökologische Potential zu erreichen..... 

auch die Forderung deponiert 

......den Schutz und die nachhaltige Bewirtschaftung 

von Gewässern stärker in andere politische 

Maßnahmen der Gemeinschaft zu integrieren, 

so z.B. in die Energiepolitik, die Verkehrspolitik, 

die Landwirtschaftspolitik, die Fischereipolitik, 

die Regionalpolitik und die 

Fremdenverkehrspolitik. 

Vorliegende Arbeit zeigt auf, dass gerade mit 

der Schaffung von leitbildkonformen Strukturen 

der richtige Weg gewählt wurde, mit dem 

eine Fülle von Zielen erreicht werden kann. 

Freizeitnutzung der Strukturen.

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128

12 Glossar 

abiotisch: unbelebt bzw. nicht durch Leben 

oder biologische Systeme bedingt 

Abundanz: Anzahl von Organismen in bezug 

auf eine Flächen- oder Raumeinheit 

adult: erwachsen (geschlechtsreif) 

Akal: Fein- und Mittelkies; 0,2-2 cm 

allochthon: anderenorts entstanden, gebietsfremd, 

nicht heimisch, nicht bodenständig 

alpha-mesosaprob: Bezeichnung für stark 

verunreinigtes Wasser (Güteklasse III, Signalfarbe 

gelb) 

amphibische Zonen: Übergangsbereiche 

zwischen Land und Wasser 

Amphipoda: Flohkrebse 

anaerob: Milieu ohne freien oder gebundenen 

Sauerstoff 

anthropogen: durch menschlichen Einfluss 

bedingt 

Artendominanz: Vorherrschen von Arten 

Assoziation: gemeinsames Vorkommen von 

zwei oder mehreren Arten in einem Bestand 

autochthon: bodenständig, biotopeigen; im 

selben Gebiet oder Biotop entstanden 

autotroph: sich ohne Mitwirkung anderer Lebewesen 

ernährend 

Benthal: Bodenzone eines Gewässers 

Benthos: Gesamtheit der im Benthal lebenden 

Organismen 

beta-mesosaprob: Bezeichnung für mäßig 

verunreinigtes Wasser (Güteklasse II, Signalfarbe 

grün) 

Biomasse: Gewicht einer Organismengruppe 

pro Flächen- oder Volumseinheit 

biotisch: belebt, lebend; auf die biologischen 

Aspekte der Umwelt eines Organismus bezogen 

Biozönose: Lebensgemeinschaft in einem Lebensraum 

Bivalvia: Muscheln 

Chironomidae: Zuckmücken 


Choriotop: Teillebensräume eines Gewässers, 

die sich über das Substrat differenzieren 

und meist mosaikartig miteinander verflochten 

sind 

Coleoptera: Käfer 

CPOM: grobes organisches Material, z.B. Falllaub 

Crustacea: Krebstiere 

Dekolmation: Freispülen des Schotters 

Detritus: Gesamtheit der toten organischen 

Partikel, die im Wasser schweben oder am 

Grund des Gewässers abgelagert sind 

disjunkt: vom übrigen Verbreitungsareal einer 

Art räumlich getrennt 

distinkt: bestimmt, deutlich 

Diversität: Artenmannigfaltigkeit, Artenreichtum, 

Bezeichnung für die Vielfalt in Organismengemeinschaften 

beurteilt nach Artendichten 

und Einheitlichkeit der Individuendichten 

dominant: vorherrschend bzw. häufig 

Dominanz: prozentualer Anteil einer Organismengruppe 

an der Gesamtindividuenzahl 

einer Organismengemeinschaft 

Ephemeroptera: Eintagsfliegen 

epilithisch: auf der Gesteinsoberfläche 

Epipotamal: Barbenregion 

Epirhithral: Obere Forellenregion 

Eulimnion: Freiwasserkörper 

euryök: Bezeichnung für Organismen, die 

Schwankungen lebenswichtiger Umweltbedingungen 

innerhalb weiter Grenzen ertragen 

(Gegensatz: stenök) 

eutroph: reich an Nährstoffen 

Evertebraten: wirbellose Tierwelt 

Exuvie: abgelegte Tierhaut (z.B. bei Häutung 

von Insekten) 

Fauna: Gesamtheit der Tierarten eines bestimmten 

Gebietes 

Fischfauna: Fischwelt 

129


Flussmorphologie: Ausformung, Gestalt und 

Struktur des Flussbettes 

Furkation: Aufgabelung eines Flusses in verschiedene 

Teilarme 

Gastropoda: Schnecken 

Gilde: Gruppe von Arten mit ähnlichen Strategien 

der Ressourcennutzung oder ähnlichen 

Lebensformtypen 

Habitat: Lebensraum eines Organismus oder 

einer Gemeinschaft innerhalb eines Biotops 

Heteroptera: Wanzen 

Hirudinea: Egel 

Hydrachnidia: Wassermilben 

Hyporhithral: Äschenregion 

hyporheisches Interstitial: durchflossenes 

Lückensystem der Gewässersohle 

Ichthyozönose: Fischgemeinschaft 

Imago: erwachsenes Stadium bei Insekten 

indifferent: Bezeichnung für Organismen, die 

keine ausgeprägte Präferenz bezüglich eines 

lebensraumbestimmenden Faktors (z.B. 

Fließgeschwindigkeit) zeigen 

Indikator: Zeiger, Anzeiger 

Indikatorart: Art, die (beweiskräftige) Hinweise 

auf andere Merkmale gibt 

Inundationsfläche: Überflutungsfläche 

Interspezifisch: zwischenartlich, zwischen 

Arten 

Intraspezifisch: innerartlich, innerhalb von 

Arten 

juvenil: jugendlich (nicht geschlechtsreif) 

Kolmation: Auflandung, Aufschlickung durch 

Absetzen von Sinkstoffen 

Konkurrenz: Wechselbeziehung zwischen 

Organismen (oder Arten) 

Krenal: Lebensraum der Quellen 

Kriterium: Ausprägung eines Merkmals, die 

für Klassifikations- und Bewertungszwecke 

herangezogen wird (z.B. Artenzahl) 

lateral: seitwärts gelegen 

Leitfähigkeit: (unspez.) Summenparameter 

des Gesamtionenhaushaltes 

lenitisch: Bezeichnung für einen durch langsam 

fließendes Wasser gekennzeichneten 

Biotop 

Limnologie: Lehre von den Binnengewässern 

130 

limnophil: Bezeichnung für Organismen, die 

ruhige Gewässer bevorzugen 

Lithal: Steine, Fels 

lithorheophil: Bezeichnung für aquatische 

Organismen, die vorzugsweise auf Steinen 

vorkommen und hohe Fließgeschwindigkeit 

bevorzugen 

Litoral: die Uferzone von Gewässern 

lotisch: Bezeichnung für einen durch schnellfließendes, 

turbulentes Wasser gekennzeichneten 

Biotop 

Makrolithal (Blöcke): grobes Blockwerk, 

etwa kopfgroße Steine vorherrschend mit 

variablen Anteilen von Steinen, Kies und 

Sand; 20-40 cm 

Makrophyten: submerse Wasserpflanzen, 

inkl. Moose und Characeen, lebende Pflanzenteile; 

Wurzelbärte, Ufergrasbüschel etc.; 

Bezeichnung für alle mit bloßem Auge deutlich 

erkennbaren pflanzlichen Organismen 

Makrozoobenthos: Sammelbezeichnung für 

Tiere, die den Gewässerboden bewohnen 

und zumindest in einem Lebensstadium mit 

freiem Auge sichtbar sind 

Megalithal: große Steine und Blöcke, anstehender 

Fels; > 40 cm 

Mesohabitat: Teillebensraum, meist als gewässermorphologisch 

einheitlicher Teillebensraum 

bezeichnet 

Migration: Wanderung 

Mikrohabitat: unmittelbarer Aufenthaltsort eines 

Individuums 

Mikrolithal: Grobkies (Taubenei- bis Kinderfaustgröße) 

mit Anteilen von Mittel- und 

Feinkies sowie Sand; 2-6,3 cm 

Nematoden: Fadenwürmer 

Neozoa: aus entfernten Gebieten oder anderen 

Kontinenten nach 1492 (neu) eingewanderte 

oder eingebürgerte Tierarten 

Nische: Summe aller abiotischen und biotischen 

Faktoren, die auf einen Organismus 

einwirken. Ort oder Lebensraum, der diese 

Bedingungen aufweist, die für eine erfolgreiche 

Existenz eines Organismus in einem 

gegebenen Habitat notwendig sind. Rolle 

eines Organismus im Ökosystem

Ökosystem: funktionelle Einheit von Lebewesen 

und ihrer Umwelr in der Biosphäre, ein 

offenes System – durch Stoffkreisläufe zur 

Selbstregulierung befähigt, nie scharf abzugrenzen 

Ökoton: Übergangszone zwischen zwei oder 

mehreren verschiedenen Gemeinschaften 

Odonata: Libellen 

Oligochaeta: Wenigborster 

oligosaprob: Bezeichnung für kaum verunreinigtes 

Wasser (Güteklasse I, Signalfarbe 

blau) 

oligotroph: nährstoffarm 

Pelal: Schlick, Schluff, Ton und Schlamm; < 

0,063 mm 

pelophil: schlammliebend 

pelorheophil: Bezeichnung für aquatische 

Organismen, die vorzugsweise auf Feinsedimenten 

vorkommen und höhere Fließgeschwindigkeiten 

bevorzugen 

phytophil: Bezeichnung für tierische Organismen, 

die mit Vorliebe Pflanzen besiedeln, 

die der Ernährung, aber auch als Wohn-, 

Schutz- und Jagdraum dienen 

piscivor: fischfressend 

polysaprob: Bezeichnung für übermäßig verschmutztes 

Wasser (Güteklasse IV, Signalfarbe 

rot) 

pontisch: Verbreitungsangabe für Organismen, 

die im Einzugsgebiet des Schwarzen 

Meeres vorkommen 

pontokaspisch: Verbreitungsangabe für Organismen, 

die im Einzugsgebiet des Aralsees, 

des Schwarzen und Kaspischen Meeres vorkommen 

Population: Reproduktionsgemeinschaft in einem 

abgegrenzten Raum 

Populationsdynamik: Wechsel von Populationsdichten 

in Raum und Zeit 

Potamal: sommerwarme (> 20°C) sandigschlammige 

Zone eines Fließgewässers; 

große Temperaturschwankungen im Jahresverlauf 

Potamon: die im Potamal lebenden Organismen, 

auch Potamocoen 


Prädation: Räuberdruck 

Präferenz: Bevorzugung 

Profundal: der sich an das Litoral anschließende, 

lichtarme bis lichtlose Bodenbereich des 

Süßwassers 

Psammal: Sand; 0,063-2 mm 

Refugialraum: Refugium; Rückzugsgebiet (Erhaltungsgebiet) 

für bestimmte Arten (Relikte) 

oder Lebensgemeinschaften 

Reproduktion: Vermehrung 

Revitalisierung: Wiederbelebung 

rheobiont: Bezeichnung für Organismen, die 

(ausschließlich) in Gewässern mit starker 

Strömung leben 

rheophil: Bezeichnung für Organismen, die 

sich mit Vorliebe in Gewässern mit starker 

Strömung aufhalten 

Rhithral: sommerkalte (< 20°C), steinig-kiesige 

Zone eines Fließgewässers 

Ripal: Uferzone 

Saprobiensystem: eine Zusammenstellung 

von Organismen, deren ökologischer Verbreitungsschwerpunkt 

(Vorkommen und 

Häufigkeit) in bestimmten Belastungszonen 

eines Gewässers liegt und die für solche Belastungszustände 

daher eine Indikatorfunktion 

haben; wird zur Charakterisierung der 

Gewässergüte herangezogen 

Saprobienindex: kennzeichnet die Gewässerverschmutzung 

Schluff: Feinsediment; Korngröße 0,0063 – 

0,002 mm 

Schwebstoffe: die durch Turbulenzen im Wasser 

in Schwebe gehaltenen Partikel (mineralische 

und/oder organische) 

Sediment: Anhäufung von Lockermaterial, das 

durch mechanische oder chemische Zerstörung 

von Festgesteinen entstanden ist 

semiterrestrisch: Bezeichnung für Organismen, 

die den Land-Wasser-Übergang besiedeln 

und sowohl im Wasser als auch an 

Land leben können 

sessil: Bezeichnung für Organismen, die unfähig 

zu aktiver Fortbewegung sind 

stagnophil: ruhigwasserliebend 

131


stenök: Bezeichnung für Organismen, die 

Schwankungen lebenswichtiger Umweltfaktoren 

nur innerhalb enger Grenzen ertragen 

(Gegensatz: euryök) 

stenotop: Bezeichnung für Organismen, die 

eine enge Verbreitung haben; d.h. in nur 

wenigen, sehr ähnlichen Biotopen vorkommen 

stochastisch: vom Zufall bedingt/abhängig 

Sukzession: die gesetzmäßige zeitliche Abfolge 

verschiedener Pflanzen- oder/und Tiergesellschaften 

bzw. Lebensgemeinschaften 

am selben Ort nach Änderung wichtiger 

Standortfaktoren oder nach tiefgreifenden 

Störungen des Lebensraumes. 

Taxon/Taxa: systematische Gruppe, d.h. eine 

Einheit des biologischen Systems 

Techno-Megalithal: Uferblockwurf, Fraktion 

größer 40 cm Korndurchmesser 

Trichoptera: Köcherfliegen 

vagil: frei beweglich 

Valenz: Reaktionsbreite einer Art gegenüber 

einem bestimmten Umweltfaktor 

Vertebrata: Wirbeltiere 

Fotonachweis 

Titelseite und Umschlag: A. Schmidt-Kloiber, G. Zauner 

Bild S. 12 und 20 links: Grenzkraftwerke (GKW) 

Bild S. 13: Büro ORCA 

Luftbild S.14: AHP; freigegeben vom BM f. Landesverteidigung mit Zl. 309614-Luft/III/60 

Bild S. 70 links unten: A. Zitek, rechts unten: Ch. Wiesner 

Bild S. 71 links unten: A. Melcher 

Bilder Kapitel 9: A. Schmidt-Kloiber 

Restliche Bilder: G. Zauner 

132


133

Pilotstudie Oberes Donautal - EZB (Eberstaller-Zauner Büros)

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