Synopse Fischotter

Synopse Fischotter Österreich – Waldviertel, Mühlviertel Tschechische Republik – Südböhmen, BöhmischMährisches Hochland

Auftraggeber NÖ Teichwirteverband Wiener Straße 64, 3100 St.Pölten ZVR-Zahl 548588841

teichwirteverband@lk-noe.at

Autoren Günther Schlott Waldviertler Wohnpark 2, 3943 Schrems Kevin Roche Department of Fish Ecology, Institute of Vertebrate Biology, Academy of Sciences of the Czech Republic, v.v.i., Kvìtná 8, 603 65 Brno, Czech Republic Günther Gratzl & Christian Bauer Bundesamt für Wasserwirtschaft, Ökologische Station Waldviertel, Gebharts 33, 3943 Schrems Zitiervorschlag NÖ Teichwirteverband (Hrsg.) 2014: Synopse Fischotter, Eigenverlag, 106 Seiten

Inhaltsverzeichnis Teil I

1

Schutzstatus

2

Schadensentwicklung

2

Erfahrungen mit technischen Abwehrmaßnahmen im Waldviertel

8

Teil II

14

Einleitung

15

Verwendete Literatur

15

Die Entwicklung des Fischotters im Mühlviertel und im Waldviertel

18

Mühlviertel

18

Waldviertel

20

Alternative Schätzung des Otterbestandes im Waldviertel

22

Schätzung an Hand der Schadenserhebung

22

Schätzung an Hand der Länge der Teichufer

28

Diskussion

31

Bestandsschätzung in anderen Bundesländern

35

Oberösterreich

35

Steiermark

36

Teil III

39

Gesetzlicher Schutz

40

Ökologie

40

Verteilung und Anzahl der Otter

40

Der Aktionsraum bzw. die Reviergröße

44

Fortpflanzung

49

Mortalitätsfaktoren

50

Nahrungsspektrum des Fischotters und Jagdverhalten

55

Die Fischzucht in der Tschechischen Republik

68

Schäden am Fischbestand

70

Interessenvertreter

70

Sichtweise der Interessenvertreter

71

Quantifizierung der Verluste und Schadenskompensation

75

Literaturverzeichnis

84

Anhang I

91

Anhang II

93

Synopse Fischotter Teil I Schadensentwicklung in Niederösterreich und Erfahrungen mit Abwehrmaßnahmen

Christian Bauer & Günther Gratzl

1

Schutzstatus Der Fischotter (Lutra lutra) ist in Niederösterreich jagdbares Wild, aber ganzjährig geschont (NÖ Jagdgesetz 1997). Der strenge Schutz des Fischotters begründet sich weiters aus seiner Nennung in der Berner Konvention und in Anhang II der Fauna-, Flora-, Habitatrichtlinie (RL 92/43 EWG). Er ist auch Schutzgut in Natura 2000 Gebieten in Niederösterreich. Darüber hinaus bestehen weitere internationale Verpflichtungen zum Schutz des Fischotters bzw. dessen Lebensraums: Washingtoner Artenschutz-Übereinkommen

–

CITES,

EU-Artenschutzverordnung

(VO

EG

338/97),

Biodiversitäts-Konvention, Ramsar-Konvention und Wasserrahmenrichtlinie (RL 2000/60EG).

Es ist verboten: •

Fischotter absichtlich zu fangen bzw. absichtlich zu töten

•

Fischotter absichtlich zu stören

•

Fortpflanzungs- und Ruhestätten zu beschädigen oder vernichten

•

Aus der Natur entnommen Exemplare zu besitzen, zu transportieren, zu handeln oder auszutauschen; weiters das Anbieten zum Verkauf bzw. Austausch

Relevante Projekte sind auf ihre mögliche Auswirkung auf den Bestand des Fischotters zu überprüfen.

Schadensentwicklung Im Folgenden soll die Entwicklung der Schadensmeldungen für den Zeitraum 1984 bis 2011 dargestellt werden (Abb. 1 – 4), auch wenn es dadurch zwangsläufig zu Wiederholungen im Teil II kommt. Das Jahr 2012 ist noch nicht ausgewertet, da die Daten noch unvollständig erfasst und ausgewertet sind. Der Umfang der Daten ist beträchtlich, in den Jahren 1984 bis 2011 wurden von den Mitarbeitern der Ökologischen Station immerhin 2636 Schadensmeldungen bearbeitet. Nicht uninteressant ist die geografische Verortung der Schadensmeldungen im Laufe der Zeit, die Rückschlüsse auf die Ausbreitung des Fischotters zulassen (Abb. 5).

1984 – 1990 Der

erste

vom

Fischotter

verursachte

Schaden

wurde

im

nordöstlichen

Waldviertel

(Niederösterreich) 1984 namhaft gemacht. Im Zeitraum von 1984 – 1990 wurden insgesamt 31 Schadensfälle aktenkundig. Damals wurde die Finanzierung vom Land Niederösterreich, dem 2

niederösterreichischen Landesjagdverband, dem WWF und vom Naturschutzbund übernommen.

1991 – 1993 Im Jahr 1991 wurde von den genannten Organisationen das Fischotterkonto eingerichtet und die damals noch als Verein organisierte Ökologische Station Waldviertel, heute ein Institut am Bundesamt für Wasserwirtschaft, mit der Aufnahme und Beurteilung der Schadensmeldungen beauftragt.

1994 – 2007 Als Reaktion auf die stetige Zunahme der Schadensfälle, übernahm 1994 das Land Niederösterreich allein die Entschädigungszahlungen. Seit 2001 wurde zudem bei jenen Teichen, die am ÖPUL 1Programm teilnahmen, erhöhte Prämien für die Toleranz von Fischfressern bezahlt. Darüber hinaus konnten in diesen Teichen keine weiteren Entschädigungen geltend gemacht werden.

Wurden in den Jahren 1984 – 1998 noch rund 80% der geforderten Entschädigungen ausbezahlt (Bodner 19992), so sank dieser Wert im Zeitraum 2003 – 2005 auf durchschnittlich 60 – 65%. Der Grund für diesen Rückgang ist in der zunehmenden Erfahrung bei der Unterscheidung zwischen Otterschäden und nicht vom Otter verursachten Verlusten zu suchen.

2008 – 2009 Ab 2008 fiel die Möglichkeit einer Entschädigung über das ÖPUL-System weg und somit brachen auch die Meldungen von Otterschäden ein. Das zeigt deutlich, dass Meldungen von Schäden am ehesten dann erfolgen, wenn dem Melder daraus ein unmittelbarer Vorteil erwächst. Man darf in diesem Zusammenhang nämlich nicht vergessen, dass eine Meldung wesentliche Betriebsdaten enthält, die man nicht ohne guten Grund aus der Hand gibt.

Ab 2010 Ab 2010 wird neben einer Entschädigung, abhängig von der Teichfläche, die Förderung von Präventionsmaßnahmen (Elektrozäune und Fixzäune) gefördert: Land NÖ Fischotterbroschüre 2012: http://www.noe.gv.at/Umwelt/Naturschutz/Publikationen/Publikationen.html

1

2

Österreichisches Programm zur Förderung einer umweltgerechten, extensiven und den natürlichen Lebensraum schützenden Landwirtschaft Bodner, M. (1999): Artensicherungsprogramm Fischotter – Bericht 1998. Forschungsinstitut WWF Österreich i.A.d. NÖ Landesregierung. 83 Seiten

3

Die Naturschutzmaßnahme Verzicht auf Wintern von Fischteichen im Natura 2000 Gebiet 1 oder 7 3 hat nur indirekt mit dem Fischotter zu tun, da Teichwirte, die diese Prämienzahlung in Anspruch nehmen, keinen Antrag auf Entschädigung der Fraßschäden einbringen können. Trotzdem sind detaillierte Daten zu liefern, die eine Schadensabschätzung ermöglichen. Teichwirte die diese Prämienzahlung nicht in Anspruch nehmen, können weiterhin um die Abgeltung von Fraßschäden bzw. die Förderung von Präventionsmaßnahmen ansuchen. Dies tun, im Vergleich zum Projekt Verzicht auf Wintern, wenige (Tab. 1).

Tabelle 1: Anträge auf Prämien, Schadensabgeltung und Prävention

3

„Verzicht auf Wintern“

Schadensabgeltung

2010

140

31

2011

174

19

2012

noch keine Daten

noch keine Daten

2013

noch keine Daten

noch keine Daten

Förderung Prävention insgesamt 23

Aus dem Topf der „Ländlichen Entwicklung“ finanziertes Programm, dass den Teichwirten den Produktionsentgang durch den Verzicht auf ein Ausfrieren der Teiche (geringere Remineralisierung von Nährstoffen) ausgleicht.

Schutzgütern wie Libellenlarven und Amphibien kommt ein bespannter Teich zugute.

4

173

96 64 60

1

1 3

1

1

12 11

151 139 126

116 103

174174 161

149

141 122

121

91

58

21

1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009

Anzahl der Schadensmeldungen

200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0

Abbildung 1: Anzahl der Schadensmeldungen, wobei eine Schadensmeldung in der Regel einen Teich repräsentiert.

600

550 510 454 381

400 300

301 299

267

200

137

100

174

202

192

238 166

131

104

90 102

2009

2008

2007

2006

2005

2004

2003

2002

2001

2000

1999

1998

1997

1996

1995

1994

1991

0

1993

18

1992

Teichfläche gesamt [ha]

500

518

Abbildung 2: Mit dem Auslaufen der Schadenszahlungen im Zuge des ÖPUL-Programmes brechen die gemeldeten Teichflächen ein. Die Anzahl der Schadensmeldungen aber nicht im selben Ausmaß (Abb. 1). Das ist ein Hinweis darauf, dass vor allem große Betriebe keine Schäden meldeten.

5

Schaden [%] an der Produktion

60 51,59 50

ÖPUL 2001-2007

43,03

40 30 20

34,98

31,57 30,02 20,31

32,3

24,44 24,6 25,38 18,91

10 0 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009

Abbildung 3: Außerhalb der Schadensabgeltung im Rahmen des ÖPUL-Programmes liegen die prozentualen Schäden höher. Das ist ein Hinweis darauf, dass außerhalb des ÖPULZeitraumes überwiegend Schäden an kleineren Teichen gemeldet wurden (Abb. 4). Bei diesen ist der relative Schaden höher als in größeren Teichen (siehe auch Teil II).

80

Anzahl der Schadensmeldungen

70

ÖPUL 2001-2007

60 < 0,1 ha 0,1-0,5 ha 0,51-1,0 ha 1,1-5,0 ha > 5,0 ha

50 40 30 20 10 0 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009

Abbildung 4: Die Anzahl der Schadensmeldung aufgeschlüsselt nach der Teichgröße.

Während der Schadensabgeltung durch das ÖPUL-Programm waren große Teiche stärker vertreten als vorher und nachher.

6

1984-89

1991

1992 2003

1990

2004 2004

1996

Abbildung 5: "Ausbreitung" der Schadensmeldungen für Fischotter in Niederösterreich zwischen 1984 und 2004 (Auswahl).

Weitere Literatur Schlott & Gratzl (2004): Die Entwicklung der Fischotterschäden im Waldviertel (Österreich).

Schriftenreihe des Bundesamt für Wasserwirtschaft, Band 20: S. 175-187.

Bauer, Schlott & Gratzl (2007): Compensation of losses in pond aquaculture caused by otter Lutra lutra in lower Austria. Aquaculture Europe 32(2): 17-19.

Bauer, Schlott & Gratzl (2007): Fischotter: Situation und Schadensmanagement. Österreichs Weidwerk 06/2007: 10-11.

Bauer, Schlott & Gratzl (2007): Kompensation von Fischotterschäden in Niederösterreich. Fischer und Teichwirt 58: 128 – 129.

Böhm, Gratzl & Bauer (2013): The Return of the Otter – Implications for Pond Aquaculture in Austria. World Aquaculture 40.

7

Erfahrung mit technischen Abwehrmaßnahmen im Waldviertel Ultraschall Im Rahmen eines Projektes, im Auftrag der Abt. RU 5 Naturschutz des Amtes d. NÖ Landesregierung, wurde durch die Ökologische Station Waldviertel die Abschreckung des Fischotters mittels Ultraschallgeräten untersucht. Die beiden dabei verwendeten Geräte, haben einen Infrarot Bewegungssensor unterschiedlicher Reichweite. Beide Geräte verfügen zudem über unterschiedlich einstellbare Frequenzen. Ein Gerät hat zusätzlich als optische Abschreckung eine Blitzlichtfunktion eingebaut. Die Geräte wurden an bekannten Otterwechseln positioniert und mittels Wildkamera die Reaktion der Tiere beobachtet. Die Fischotter zeigten einen raschen Gewöhnungseffekt an die Anwesenheit der Geräte. Eine abschreckende Funktion der Ultraschalltöne konnte nicht nachgewiesen werden. In einem Fall, das Scheuchgerät wurde an einem zugefrorenen Teich beim eisfreien Zulauf positioniert, konnte bereits in der ersten Nacht ein Fischotter beobachtet werden, der, völlig unbeeindruckt, mehrfach am Scheuchgerät vorbei marschierte.

Elektrozäune Die Ökologische Station Waldviertel bewirtschaftet zwischen 2004 und 2013 in der KG Reitzenschlag eine Teichanlage mit 4 Teichen zu Versuchszwecken. Die Teichgrößen verteilen sich folgendermaßen: Teich 1 – 0,225 ha, Teich 2 – 0,38 ha, Teich 3 – 0,18 ha, Teich 4 – 0,1 ha. Im ersten Jahr war die Anlage noch nicht eingezäunt, da das Ausmaß der Fraßschäden durch Fischotter an dieser Anlage unbekannt war. Die Stückverluste betrugen, trotz der geringen Besatzdichte mit Karpfen (versuchsbedingt nur 96 Stk./ha), im ersten Jahr 27,7 Prozent. Für die Folgejahre war die Einzäunung der Teichanlage notwendig, da sich sonst angesichts so hoher Verluste, weitere Versuche erübrigt hätten. In Abwägung der bisherigen Erfahrungen zum gegebenen Zeitpunkt, entschloss man sich für die Einzäunung mittels Elektrolitzen (Abb. 6). Die 4 Teiche wurden einzeln eingezäunt, um die Befahrung der Dämme zu ermöglichen. Die Gesamtlänge des Zaunes über alle vier Teiche beträgt ca. 810 Laufmeter, multipliziert mit vier (vier Litzen wurden gespannt) ergeben rund 3.240 Meter Litzenmaterial. Dabei wurde im Laufe der Jahre verschiedene Batteriegeräte, Litzen und Steher getestet. Für eine zufriedenstellende Betriebssicherheit und Haltbarkeit sind jedenfalls qualitativ gute Geräte und Materialien zu empfehlen. Ein spezielles Problem bei Elektrozaunanlagen ist, dass in der unteren bodennahen Litze immer wieder Amphibien und Igel 8

hängen bleiben und durch die Stromstöße verenden. Zudem ist die Funktion eines Elektrozaunes im Winter nicht gesichert (Schneelage, Batteriekapazität).

Die notwendige Erneuerung des bestehenden Elektrolitzenzaunes wurde zum Anlass genommen, über den Abbau des alten und die Errichtung des neuen Elektrolitzenzaunes, sowie über die Pflegeund Wartung während der Saison, genaue Zeitaufzeichnungen zu führen.

Zusammenfassend kann man folgenden Zeitaufwand festhalten: •

Abbau des alten Litzenzaunes - 7 Arbeitsstunden (5,5 Stunden für den Abbau und 1,5 Stunden für das Herausdrehen der alten Isolatoren)

•

Neuerrichtung des neuen Elektrolitzenzaunes mit Lärchenholzstehern (Einschrauben von Isolatoren, Einschlagen der Steher und Spannen der 4 Einzellitzen) – 18,5 Arbeitsstunden

•

Zaunpflege und –wartung (Ausmähen, laufende Reparaturen, Nachspannen) – 37,5 Arbeitsstunden pro Produktionssaison.

Die Errichtungskosten (nur Materialkosten) für den neu errichteten Elektrolitzenzaun betragen 2,83 €/lfm Zaun.

Fixzäune Die Erfahrungen einiger Kleinteichwirte mit unterschiedlichen Varianten der Einzäunung mit einem Fixzaunsystem (Abb. 7), zeigte sehr unterschiedlichen Erfolge bei der Abwehr von Fischottern. Es haben sich bald die Schwachstellen der Fixzaunanlagen herauskristallisiert. Im Jahr 2011 wurde die Errichtung eines „fischottersicheren“ Fixzaunes mit Zeitaufwand und Kosten dokumentiert. Dabei wurde ein Teich mit 0,4 ha Wasserfläche eingezäunt. Die Gesamtlänge der Einzäunung beträgt 235 lfm. Verwendet wurde in diesem Fall ein punktgeschweißter vorgespannter Maschendrahtzaun mit einer Gesamthöhe von 152 cm und einer Maschenweite von 60 x 60 mm. Zuerst wurde mittels eines Minibaggers eine etwa 5 - 10 cm tiefe Künette ausgehoben und dabei gleichzeitig versucht, die Bodenunebenheiten auszugleichen. Der Zaun wurde an der Unterseite ca. 25 cm rechtwinkelig nach außen umgebogen in der seichten Künette aufgestellt. Ein vorgespannter Zaun erfordert ein weitgehend ebenes Gelände. Der in der Künette aufgestellte Zaun ist anschließend gut 10 cm hoch, mittels Vorabsiebmaterial 0/32 aus gebrochenen Schotter (Grädermaterial), eingeschüttet und verdichtet worden. Durch das Umbiegen ergibt sich somit eine Gesamthöhe von rund 120 cm über der verdichteten Sohle. Als zusätzliche Absicherung gegen das Überklettern wurde der Zaun, an der Außenseite, knapp unter der Oberkante, mit einer nahe am Zaun befindlichen Elektrolitze

9

umspannt.

Der Zeitaufwand für die Errichtung dieses Fixzaunes betrug rund 135 Arbeitsstunden. Die Errichtungskosten (nur Materialaufwand) belaufen sich in diesem Fall auf rund 30,- €/lfm inklusive Elektrolitzenbespannung (Batteriegerät, Batterie, Solarmodul, Litzen, Isolatoren) und auf 25,70 €/lfm nur der Fixzaun ohne Elektrolitzenbespannung.

Zäunen oder Zahlen?

Die Förderung der Prävention in Gestalt von Zäunungsmaßnahmen ist seit 2010 ein Schwerpunkt in Niederösterreich. So sinnvoll Zäunungsmaßnahmen im Einzellfall sind – unser Institut hätte ohne Elektrozaun keine Versuchsteiche betreiben können – so stellt sich doch die Frage, ob eine großflächige Prävention mittels Zaun durch ein Fördersystem finanzierbar wäre. Einmal davon abgesehen, dass der Andrang seit 2010 überschaubar ist (Tab. 1). Überlegungen der Ökologischen Station aus dem Jahr 2004 sollen diese Thematik illustrieren, die Zahlen sind also veraltet, die Botschaft aber aktuell: Zwischen 1998 und 2003 wurden bei 139 Teichen bis einschließlich 1500 m² Fischotterschäden gemeldet. Der festgestellte Schaden betrug € 58.523, das waren rund 8 % der gesamten Schäden.

Diesen Betrag hätte man sich bei einer erfolgreichen Einzäunung dieser Teiche erspart. Wie sieht es aber mit den Investitionskosten aus? Seinerzeit wurde davon ausgegangen, dass das Einzäunen eines Teiches mit 1000 m² rund € 1.280,-- kostet (Zaun, E-Gerät, Solarmodul, Batterie, Steher,...).

Legt man diese Investitionskosten auf die 139 Teiche um und berücksichtigt, dass manche größer und andere kleiner als 1000 m² sind, dann ergibt sich eine Gesamtinvestitionssumme von € 177.920, wovon vom Land Niederösterreich derzeit4 maximal € 750,- Förderung pro Zaun ausgeschüttet würden, also max. € 104.250, jedenfalls mehr als die Schäden. Nicht berücksichtigt ist der Aufwand für Errichtung und Wartung, den viele Teichbesitzer scheuen, sowie die Problematik, dass ein Elektrozaun allein noch keinen Erfolg verspricht. Darüber hinaus kann man sich, in Zusammenschau mit den Daten zur Schadensentwicklung, die Frage der Zielgruppe stellen.

Anzahl der Teiche bis einschließlich 1.500 m² (1998 – 2003):

4

139

Festgestellter Schaden (1998 – 2003):

€ 58.523,-

Geschätzte Investitionskosten für die Einzäunung dieser Teiche:

€ 177.920,-

Förderung der Einzäunung mit € 750,- pro Teich

€ 104.250,-

Der Fischotter in Niederösterreich, Broschüre Naturschutzabteilung Land NÖ 2012: http://www.noe.gv.at/Umwelt/Naturschutz/Publikationen/Publikationen.html

10

Zusammenfassung Allen Schutzmaßnahmen gemein ist die Tatsache, dass meist nur kleinere Teichanlagen (< 0,5 ha) oder

Hälteranlagen wirtschaftlich sinnvoll

geschützt

werden können und zudem die

Geländebeschaffenheit eine große Rolle spielt. Elektrozaunanlagen sind zwar billiger in der Anschaffung und Errichtung, aber dafür teurer in der laufenden Pflege und Wartung.

Fixzaunanlagen wiederum sind teurer in der Anschaffung und aufwendig in der Errichtung, dafür aber vergleichsweise einfach in der Erhaltung und Pflege. Außerdem bietet ein Fixzaun entsprechende Sicherheit in den Wintermonaten.

Wichtig ist bei jedem System die gewissenhafte Errichtung um Schlupflöcher, das Untergraben oder auch das Überklettern (Fischotter nutzen geschickt am Zaun stehendes Buschwerk) zu verhindern.

Besonders zu sichern sind Über- und Zuläufe, wobei gerade bei Durchflussanlagen mit Fixzäunen auf entsprechende Hochwassersicherheit (Verklausungsgefahr) zu achten ist.

Tabelle 2: Vor- und Nachteile von Elektro- und Fixzäunen zum Schutz gegen den Fischotter.

Elektrozaun +

Fixzaun -

+

-

Ca. 3 €/lfm

ca. 26 – 30 €/lfm

Geringer Errichtungsaufwand

Hoher Errichtungsaufwand

Mobil

Stationär Hoher Wartungsaufwand

Geringer Wartungsaufwand

Wintersicherheit ungewiss

Hohe Wintersicherheit

Klar sollte bei diesen Präventionsmaßnahmen sein, dass mit „Kollateralschäden“ zu rechnen ist, sei es das Tiere im E-Zaun verenden oder durch Zäunung vom Zugang zum Wasser abgeschnitten werden.

Weitere Literatur Gratzl (2007): Erfahrungen mit Elektrozaunanlagen als Schutzmaßnahme gegen das Eindringen des Fischotters in Fischteiche und Hälteranlagen. Österreichs Fischerei 60: 130 – 133.

Gratzl (2013): Erfahrungsbericht über den elektrischen Litzenzaun der Projektteiche der Ökologischen Station Waldviertel auf Grund des Eindringens eines Fischotters (Lutra lutra). Österreichs Fischerei 66: 152 – 156.

11

Gratzl (2013): Erfahrungsbericht über den Betrieb, die Wartung und Erneuerung eines Elektrolitzenzaunes zum Schutz gegen den Fischotter. Österreichs Fischerei 66: 193 – 196.

Abbildung 6: Pflegeintensiver Elektrozaun mit 4 stromführenden Litzen (Bild: BAW)

Abbildung 7: Teurer aber effektiver: Fixzaun (Bild: G. Gratzl).

12

Abbildung 8: Schneeverwehungen und die geringe Batteriekapazität, gemeinsam mit der schwachen Leistung von Solarmodulen, kommen dem Fischotter im Winter entgegen (Bild: BAW).

13

Synopse Fischotter Teil II Waldviertel und Mühlviertel Günther Schlott

14

Einleitung Die Ansicht der Otterfreunde und der Fischer über die Ausbreitung des Fischotters in Österreich gehen weit auseinander und können durchaus als konfliktbeladen bezeichnet werden. Ziel muss es sein, eine Konsens zu finden, denn ein Kompromiss ist zu wenig, da ein Kompromiss meist zwei Verlierer hervorbringt. Und man muss in dieser Frage einen Konsens zu erzielen versuchen, ein Kompromiss ist zu wenig, da ein Kompromiss immer zwei Verlierer hervorbringt. Derzeit sind weder ein Kompromiss und schon gar nicht ein Konsens in Sicht. Realistisch sieht die gegenwärtige Situation so aus, dass sich die Otterfreunde auf die Fauna-Flora-Habitatrichtlinie und den Schutzstatus des Otters berufen. Sie kennen zwar die Problematik für Gewässerbewirtschafter und Teichwirte, spielen diese aber herunter oder schieben sie auf die lange Bank, in der Hoffnung, die Jammerei würde der Resignation weichen. Die Gewässerbewirtschafter wiederum sehen die Fische nicht als bloßes Otterfutter, sondern als Ziel ihrer Bewirtschaftung, sei es aus ökonomischer Sicht oder als Erfüllung der jeweiligen Fischereigesetze. Leider ist der Vorwurf, der Naturschutz ende an der Wasseroberfläche, gerade beim Otterproblem nicht unbedingt widerlegt. In dieser Arbeit wird versucht, die Ergebnisse über die Bestandsentwicklung im Bereich Mühl- und Waldviertel zusammen zu fassen und mit Resultaten aus anderen Regionen zu vergleichen und auch die dort genannten Bestandszahlen kritisch zu diskutieren.

Verwendete Literatur Es wurde versucht, möglichst alle rezenten Publikationen zusammenzustellen, welche in einem Zusammenhang mit der Entwicklung des Fischotterbestandes im Wald- und Mühlviertel und der Schadensproblematik stehen. Zur Diskussion der Daten wurden auch Publikationen aus anderen Regionen aufgenommen. Bei allen kursiv geschriebenen Abschnitten handelt es sich um Originalzitate aus den entsprechenden Arbeiten.

BAUER, C., G. SCHLOTT & G. GRATZL Schadensmanagement – Weidwerk 6/2007: 10 – 11

(2007):

Fischotter

-

Situation

und

BAUER, C., G. SCHLOTT & G. GRATZL (2007a): Compensation of losses in pond aquaculture caused by otter Lutra lutra in lower Austria. Aquaculture Europe 32(2): 17-19.

BAUER, C., G. SCHLOTT & G. GRATZL (2007b): Kompensation von Fischotterschäden in Niederösterreich. Fischer und Teichwirt 58: 128 - 129.

BODNER, M (1993): Fischotter und Teichwirtschaft – Ein WWF-Projekt Jahrestagung der Fischottergruppe Österreich: 33 – 40

15

BODNER, M. (1993): Fischotter und Teichwirtschaft – Forschungsprojekt L 764/93 des BMLF, BMU, Land NÖ: 1 – 99 BODNER, M. (1994): Fischotter und Teichwirtschaft – vorläufige Ergebnisse des WWF-Projektes – WWF Forschungsbericht Fischotter 2: 6 – 11 BODNER, M. (1995): Der eurasische Fischotter im nördlichen Waldviertel – Eine bedrohte Säugetierart als Nutznießer einer Kulturlandschaft – Diplomarbeit Universität Salzburg: 1 – 85 BODNER, M (1996): Fischotter und Teichwirtschaft - WWF Forschungsbericht Fischotter 3: 4 - 25 GRATZL, G. (2007): Erfahrungen mit Elektrozaunanlagen als Schutzmaßnahme gegen das Eindringen des Fischotters in Fischteiche und Hälteranlagen – Österr. Fischerei 60: 130 – 133 GUTLEB, A. (1994): Todesursachenforschung Fischotter - WWF Forschungsbericht Fischotter 2: 12 – 25 JAHRL, J. (1999): Verbreitung des Eurasischen Fischotters (Lutra lutra) in Österreich, 1990–1998 - Joannea Zoo. 1: 5–12 (1999) KALZ, B. & R. KOCH (2005): Untersuchungen an freilebenden Fischottern im Naturpark Nossentiner / Schwinzer Heide (Mecklenburg-Vorpommern): Individualerkennung mittels DNAAnalyse aus Kotproben – Projektabschlussbericht: 1 – 34 KNOLLSEISEN, M. (1995): Aspects of the feeding ecology of the eurasian otter in a fishpond area in Central Europe (Austria and Czech Republic).- Diplomarbeit Formal- und Naturwissenschaftliche Fakultät Wien: 1 – 66 KRANZ, A. (1993): Die Losung des Fischotters und ihre Bedeutung in der Feldforschung Jahrestagung der Fischottergruppe Österreich:73 – 74 KRANZ, A. (1995): On the Ecology of Otters in Central Europe – Dissertation BOKU Wien KRANZ, A. (1999): Fischotterschutz – Aktionsplan für Österreich – Schriftenreihe des Naturschutzbundes Niederösterreich 2/1999: 1 – 15 KRANZ, A. (2000): Zur Situation des Fischotters in Niederösterreich – Verbreitung, Lebensraum, Schutz – Umweltbundesamt BE 177 (mit Unterstützung NÖ Naturschutzbund): 1 – 43 KRANZ, A.(2007): Fischotterkartierung Johnsbach.- i.A. Nationalpark Gesäuse GmbH: 1 – 19.

KRANZ, A. & L. POLEDNIK (2009): Fischotter - Verbreitung und Erhaltungszustand 2008 in Niederosterreich. Endbericht im Auftrag der Abteilung Naturschutz des Amtes der Niederosterreichischen Landesregierung: 1 - 47 KRANZ, A. & L. POLEDNIK (2009a): Zur aktuellen Verbreitung und jüngsten Ausbreitung des Fischotters in Niederösterreich. Bericht im Auftrag der Abteilung Naturschutz des Amtes der Niederösterreichischen Landesregierung, 1 - 15.

KRANZ, A. & L. POLEDNIK (2010): Quantifizierung von Fischottern bei Neuschnee in 10 ausgewählten 100 km² Quadraten der Ostalpen 2008 & 2010. - i.A. Pro Lutra: 1 – 20.

KRANZ, A. & L. POLEDNIK (2012): Fischotter - Verbreitung und Erhaltungszustand 2011 im Bundesland Steiermark. Endbericht im Auftrag der Fachabteilungen 10A und 13C des Amtes der Steiermärkischen Landesregierung, 77 Seiten.

KRANZ, A. und L. POLEDNIK (2013): Fischotter - Verbreitung und Erhaltungszustand 2012 in Oberösterreich. - Endbericht im Auftrag der Abteilungen Naturschutz und Land- und Forstwirtschaft der Oberösterreichischen Landesregierung, 79 Seiten.

KRANZ, A., L. POLEDNIK & K. POLEDNIKOVÀ (2003): Fischotter im Mühlviertel – Ökologie und Managementoptionen in Zusammenhang mit Reduktionsanträgen.- Gutachten im Auftrag des OÖ Landesjagdverbandes: 1 – 73 16

KRANZ, A., L. POLEDNIK & K. POLEDNIKOVÀ (2004): Die Rückkehr des Fischotters – des einen Freud, des anderen Leid - Weidwerkstatt Wildforschung 2: 1 – 8 KRANZ, A., POLEDNIK, L., PINTER, V. (2001): Distribution, status and conservation of Wiss. Mitt. Niederösterr. Landesmuseum, Bd.14, 39-50

& R. PARZ-GOLLNER, otters in Lower Austria.

KRANZ, A., POLEDNIK, L., PAVANELLO, M. & KRANZ, I. (2013): Fischotterbestand in der Steiermark – Spurschneekartierungen 2010 - 2013. Endbericht im Auftrag der Abteilungen 10 (Umwelt und Raumordnung) und 13 (Land- und Forstwirtschaft) des Amtes der Steiermärkischen Landesregierung, 25 Seiten.

KRANZ, A. & A. TOMAN (2000): Otters recovering in man-made habitats in central Europe. In: Griffiths, H.I. (Ed.): Management and conservation aspects of small carnivore: human interactions, 163-183. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands KRAUS, E. (1990): Fischotterschäden im Waldviertel – ein lösbares Problem ? – WWF – Forschungsbericht Fischotter 1: 19 – 21 KRAUS, E. (1993): Kurzbericht über das WWF-Projekt Fischotter – Jahrestagung der Fischottergruppe Österreich: 27 - 32 SCHLOTT, G. & G. GRATZL (1993): Fischotterschäden in Waldviertler Teichen - Jahrestagung der Fischottergruppe Österreich:41 – 46 SCHLOTT, G. & G. GRATZL (2004): Die Entwicklung der Fischotterschäden im Waldviertel (Österreich) 1984 - 2003 – Schriftenreihe BAW 20: 175 – 187 SCHREIBER, R., DREXLER, W. & R. KÜHN (2012): Fischotter- und Schadensmonitoring in Ostbayern.- Abschlussbericht 07/2012; Bayer. Landesanstalt f. Wald- und Forstwirtschaft: 1 - 54 SITTENTALER, M. (2012): Die Bedeutung der Fischereiwirtschaft für die Populationsdichte, Raumnutzung und Nahrungsökologie des Fischotters am Beispiel des Kleinen Kamps und der Ysper in Niederösterreich – Masterarbeit BOKU Wien: 1 – 100 WOLFSBAUER, I. (2008): Überprüfung von Indikatoren und Schwellenwerten zur Beurteilung des Erhaltungszustandes des Fischotters in Niederösterreich – Diplomarbeit Universität Wien: 1 – 62

17

Die Entwicklung des Fischotters im Mühlviertel und im Waldviertel JAHRL (1999) gibt einen Überblick über die Verbreitung des Fischotters in Österreich. Dabei wurde bereits damals für das Mühl- und Waldviertel eine hohe Nachweisdichte festgestellt. Das Weinviertel war, bis auf einige geringe Nachweise entlang der Donau und March, praktisch otterfrei. Einzelnachweise gab es auch südlich der Donau. Ein weiterer Schwerpunkt des Ottervorkommens in Österreich stellte zu dieser Zeit die Südoststeiermark dar, wo „ … die Tiere hauptsächlich an stark anthropogen beeinträchtigten, suboptimalen Gewässerabschnitten (leben), die jedoch relativ fischreich sind und oft in der Nähe von Fischteichen liegen (SACKL et al.

1996).“

Mühlviertel KRANZ et al. (2003) untersuchten auf Grund von Abschussanträgen den Bestand im Mühlviertel.

In dieser Arbeit wurde auch die Ausbreitung des Otters in Oberösterreich insgesamt erwähnt. „Praktisch alle Gewässer des Mühlviertels werden vom Fischotter zumindest gelegentlich genutzt.

Diese Population hat sich im vergangenen Jahrzehnt flächenmäßig stark ausgeweitet, aber auch die Nachweisdichte, ein Indikator für die Otterdichte, ist lokal deutlich gestiegen. Die Mühlviertler Fischotterpopulation ist Teil einer viel größeren Population, die zum Großteil in Tschechien liegt.

Beschreibt man die Population als das kontinuierlich zusammenhängende Vorkommen von Fischottern im Sinne der 10 x 10 km Befundeinheiten, so umfasst sie ein Gebiet von 34.300 km². 64 % davon liegen in Tschechien (KUCEROVA et al. 2001), 14 % in Niederösterreich (KRANZ et al.

2001), 13 % in Oberösterreich und 9 % in Bayern (REUTHER et al. 2002) Diese Fläche beinhaltet nicht die im Kobernaußerwald oder die in den Niederösterreichischen und Oberösterreichischen Kalkalpen relativ isolierten Vorkommen. Die Otterpopulation hat damit ihr Verbreitungsgebiet seit Anfang der 1990er Jahre vermutlich verdoppeln können (KRANZ 1995b). Der Vergleich ist insofern etwas eingeschränkt, weil damals nicht systematisch bis an die Grenzen der Population in Tschechien und Bayern kartiert worden ist. In Hinblick auf das Bundesland Oberösterreich mit seiner Gesamtfläche von knapp 12.000 km² kann festgehalten werden: Im Jahre 2001 konnte der Fischotter auf 52 % der Landesfläche nachgewiesen werden, 21,4 % davon wiesen hohe Nachweisdichten auf, 30,6 % geringe. Knapp 38 % der Fläche erbrachten keine Otternachweise, und 10,5 % wurden primär mangels geeigneter Lebensräume nicht untersucht. Damit weist Oberösterreich

einen

geringfügig

höheren

Verbreitungsgrad

18

des

Fischotters

auf

als

Niederösterreich, wo 1999 auf 60 % der Landesfläche kein Otter nachgewiesen werden konnte (KRANZ et al. 2001).“ In dieser Arbeit findet man erstmals großflächig Angaben über Bestandszahlen, während bis dahin nur qualitative Aussagen über die Losungsdichte (häufig, gering etc.) getätigt wurden. „Der Fischotterbestand wurde über Spurenzählungen bei Neuschnee sowie über Losungsdichten geschätzt. Demnach ist mit einem Bestand von 100 bis 125 Tieren im Mühlviertel zu rechnen. An Waldaist und Naarn war die Dichte mit einem Otter pro 20 km² (Anm.: = 5 Ind./ 100 km²) am höchsten, am Pesenbach (1-2 Tiere / 100 km²) am niedrigsten.“ Ein deutlich anderes Bild ergab sich bei der Bestandsaufnahme 2012. „Im Bundesland Oberösterreich konnten 2012 fast flächendeckend Fischotternachweise gefunden werden. Von den 2012 untersuchten 521 Brücken erbrachten knapp 83% einen Otternachweis. Im Jahre 2001 waren nur knapp 40% der damals untersuchten 371 Brücken positiv. Es hat sich weiters die Anzahl der Losungen unter den Brücken erhöht. Hierfür werden nun nur jene Brücken herangezogen, die sowohl 2001 als auch 2012 untersucht worden sind. 2001 konnten im Durchschnitt 2,1 Losungen unter einer Brücke gefunden werden, 2012 waren es genau dreimal so viele.“ Im Gegensatz zur Bestandsschätzung von KRANZ et al. (2003), wo eine Gesamtindividuenzahl angegeben wurde, beschränken sich die Zahlen für 2012 auf die adulten Tiere. Diese nahmen demnach in der kontinentalen Region von 2001 auf 2012 um mehr als das Doppelte zu, in der alpinen Region um mehr als das Vierfache.

Vergleichbare Bestandszahlen für das Mühlviertel allein sind nicht angegeben, jedoch haben sich in den Bezirken Rohrbach, Freistadt und Urfahr-Umgebung die Losungsdichten zum Teil stark erhöht.

19

Bezirk

Mittlere Losungsdichte/Brücke 2001

2012

Freistadt

7,7

8,0

Perg

5,7

7,0

Rohrbach

3,3

6,0

Urfahr-Umgebung

4,7

11,2

Waldviertel KRANZ (2000) beschreibt die Situation folgendermaßen: „Derzeit umfasst sein Verbreitungsgebiet etwa 20 % der Bundesfläche. Es gibt zwei relativ großräumige, geschlossene Vorkommen. Eines liegt im Wald- und Mühlviertel mit ersten Ausläufern südlich der Donau (Nieder- und Oberösterreich), das andere befindet sich in der Steiermark und im angrenzenden südlichen Burgenland. Das Verbreitungsareal des Fischotters umfasst somit im wesentlichen die Böhmische Masse, das Joglland (KRANZ et al. in Druck), das West- und Oststeirische Hügelland (SACKL et al. 1996) und das Süd- und Mittelburgenland (JAHRL & KRAUS 1998). Die Otter konzentrieren sich also auf den Osten und Norden von Österreich, wo besonders die mit Fischteichen ausgestatteten Lebensräume für den Fischotter sehr attraktiv sind. Diese Vorkommen liegen in den Grenzregionen Österreichs und stehen mit jenen in Tschechien, Ungarn und Bayern in Verbindung.

In Niederösterreich stagniert derzeit die Ausbreitung der aus dem Waldviertel stammenden Otter.

Entweder ist der Populationsdruck an den Waldviertler Teichen für eine Ausbreitung noch nicht groß genug oder der Bestandeszuwachs wird vor Ort „geregelt“. Hingegen wandern Otter aus dem Südosten der Steiermark in Niederösterreich ein.“ Und weiter: „Eine großflächige Bestandesentwicklung kann nur für das Wald- und Mühlviertel der 90er Jahre dokumentiert werden, da bisher nur dieses Gebiet wiederholt systematisch kartiert wurde. Der Fischotter hatte sich 1996 bereits an allen Gewässern des Wald- und Mühlviertels bis zur Donau ausgebreitet.“

20

Bei der Bestandserhebung 2008 (KRANZ & POLEDNIK 2009) wurde festgestellt: „Die Annäherung an die Otterzahlen erfolgte über eine gutachterliche Schätzung. Folgende Parameter wurden zur Ermittlung der Otterbestandszahlen herangezogen: •

Anwesenheit des Fischotters in einem Quadrat (10x10 km): ja / nein

•

Anwesenheit des Fischotters in einem Quadrat gemäß Losungsdichte

•

Angebot an Gewässern ausgenommen Fischteiche

•

Lage des Quadrates im Waldviertler Teichgebiet oder außerhalb.

…… „Zusammenfassend kann man festhalten, dass 2008 im Waldviertel vermutlich an die 200 Otter leben und knapp ein Drittel (62 Tiere / 30 % von 205) davon auf das verbesserte Nahrungsangebot infolge Fischteiche zurückzuführen ist. Südlich der Donau leben ebenfalls an die 200 Individuen, in ganz Niederösterreich also größenordnungsmäßig 300 - 500 Tiere.“ Diese Schätzung des vermehrten Vorkommens des Fischotters auf Grund der Teiche erschien bereits auf den ersten Blick als wesentlich zu gering, zumal Teiche selbst nicht in die Erhebung einbezogen waren und die zugeordneten Zahlen auf Schätzungen beruhen.

Tatsache ist, dass der Otter im Waldviertel (wie auch im übrigen Niederösterreich) praktisch flächendeckend auftritt, wie die Untersuchungen von KRANZ & POLEDNIK 2009 ergaben.

21

Die beiden Grafiken zeigen die Ausbreitung des Fischotters in den Jahren1998 (links) bis 2008 (rechts)

Im Folgenden wird versucht, auf zwei Wegen eine Bestandsschätzung durchzuführen und zwar auf der Basis der Schadensfeststellungen und auf Grund des vorhandenen Lebensraumes und damit verbunden des Nahrungsangebotes durch die Teiche.

Alternative Schätzungen des Otterbestandes im Waldviertel Schätzung an Hand der Schadenserhebungen Seit 1991 werden durch die Ökologische Station Waldviertel im Auftrag der Naturschutzabteilung des Amtes der NÖ Landesregierung die durch Fischotter verursachten Schäden erhoben.

Ursprünglich wurden die Schäden aus dem so genannten Otterkonto bezahlt, an dem sich das Land NÖ, der NÖ Landesjagdverband, der WWF und der NÖ Naturschutzbund beteiligten. Nach einigen Jahren schieden die letzten drei der Genannten aus und die Schäden wurden allein vom Land NÖ beglichen. Ab 2001 wurden Schäden, die in den im ÖPUL-Programm befindlichen Teichen auftraten, durch eine Erhöhung um eine bzw. zwei Prämienstufen abgedeckt. Mit dem Umstieg auf das neue ÖPUL-Programm war dies nicht mehr möglich. Da bis 2007 eine verpflichtende Meldung von Schäden in den ÖPUL-Teichen vorgeschrieben war, ist in diesem Zeitraum eine umfangreiche Dokumentation vorhanden, die den folgenden Überlegungen als Basis dient.

2009 veröffentlichte die Naturschutzabteilung eine Otterbroschüre, da die Schadensabgeltung – auch auf Grund der budgetären Lage – auf neue Beine gestellt wurde. Der Prävention wurde gegenüber der Schadensabgeltung der Vorrang eingeräumt. Inzwischen erfolgte eine mehrmalige 22

Überarbeitung und 2012 erschien die derzeit gültige Ausgabe, die herunter geladen werden kann. (www.noel.gv.at).

Methodik der Schadensfeststellung Es ist festzuhalten, dass die Schadenszahlungen auf freiwilliger Basis erfolgen und die Beweislast ausschließlich beim Teichwirt liegt. Stellt ein Teichwirt die Anwesenheit des Otters am Teich fest durch Fährten, Losungen oder Fraßreste, dann meldet er dies sofort der Ökol. Station. Es erfolgt umgehend eine erste Schadensfeststellung. Der Teichwirt gibt neben allgemeinen Angaben, wie Teichname, Fläche, Bankverbindung oder wasserrechtliche Bewilligung vor allem den Besatz an.

Eine Meldung erst nach der Abfischung findet keine Berücksichtigung. Die Vorlage von Bildern erwies sich als hilfreich. Um andere Ursachen für Fischverluste möglichst auszuschließen, sind vorhandene Wasseranalysen ebenfalls vorzulegen. Der Zeitpunkt der Abfischung ist rechtzeitig bekannt zu geben, um stichprobenartige Kontrollen vor Ort durchführen zu können. Anschließend wird das Abfischungsergebnis mitgeteilt. Der Schaden wird dann durch die Ökol. Station berechnet.

Diese Berechnung weicht oftmals von den Erwartungen durch die Teichwirte ab. Dies soll im folgenden Beispiel erläutert werden.

Beispiel Besatz: 600 K2 a 0,4 kg/ha Abfischung 400 K3 a 2,0 kg/ha Es fehlen daher 200 Stück/ha Schadensberechnung durch den Teichwirt: Verlust 200 Stück á 2,0 kg = 400 kg á 3,30 € = 1.320,- € Berechnung durch die Ökostation: 600 Stück Besatz abz. nat. Verluste (5% = 30 Stück) = 570 Stück erwartete Abfischung 570 Stück – 400 Stück = 170 Stück Verluste durch Otter 170 Stück á 1,6 kg = 272 kg á 3,30 € = 897,60 € Es werden in jedem Fall die in der teichwirtschaftlichen Kalkulation üblichen „natürlichen“ Verluste abgezogen. Da ein erheblicher Teil der Fische fehlt, sind die verbliebenen Fische auch mehr gewachsen und hätten ohne Verluste nur ein geringeres Durchschnittsgewicht erreicht. Die erwartete Abfischung lässt sich auf Grund langjähriger Erfahrung und zahlreichen Literaturangaben aus der Teichbonität, den Besatzzahlen und der Bewirtschaftungsweise ableiten, wobei die fachliche Kenntnis des Teichwirtes berücksichtigt wird. Dies ist möglich, da bei der Schadensaufnahme ein meist längeres Gespräch geführt wird. Im Laufe der Jahre sind die meisten Teichwirte persönlich gut bekannt.

23

Die Daten werden seit 1998 in eine Excel-Datei übertragen, mit deren Hilfe weitere Auswertungen möglich sind.

Die von den Teichwirten unterschriebenen Protokolle werden der Naturschutzabteilung übermittelt, dort nochmals überprüft und eine allfällige Schadenszahlung veranlasst.

In mehreren Fällen erfolgen keine Schadensabgeltungen und daher auch keine Schadensaufnahmen.

Dazu zählen Angelteiche, da dort ein Schaden kaum zu überprüfen ist. Teiche, die länger als 2 Jahre nicht abgefischt werden, sind ebenfalls ausgeschlossen. Werden Teiche mit Fischbrut besetzt, um einsömmerige Fische zu produzieren, so werden diese Fische ebenfalls nicht berücksichtigt, da es besonders in den ersten Tagen der Fressfähigkeit der Brut bei ungenügenden Naturnahrungsangebot in fressbarer Größe zu großen „natürlichen“ Verlusten kommen kann, die von Fischfresserschäden nicht zu trennen sind. Gerade diese kleinen Fische stellen eine beliebte Beute anderer Fischfresser (Reiher, Kormorane etc.) dar. Vielfach werden in Abwachsteichen einsömmerige Schleien, Zander oder Hechte produziert, die nicht berücksichtigt werden, ebenso weitere Kleinfischarten, wie Barsche, Rotaugen oder Rotfedern.

Ergebnisse: Erste Ergebnisse wurden bereits mehrmals publiziert (z.B. SCHLOTT & GRATZL 1993, 2004; BAUER et al. 2007, 2007a, 2007b). Wie schon erwähnt, wurden 2001 – 2007 die meisten Schäden gemeldet, da vor allem bei (großen) Teichen im ÖPUL die Verpflichtung dazu bestand.

Grundsätzlich melden Teichwirte einen Schaden nur dann, wenn sie auch die Chance einer Vergütung sehen. Aus rein statistischen Gründen meldet niemand einen Schaden, da die Meldung mit einer völligen Offenlegung der Bewirtschaftungsdaten verbunden ist und bei großen Teichwirtschaften

einen

beträchtlichen

Zeitaufwand

erfordert.

Einige

wenige

größere

Teichwirtschaften haben von Beginn an auf eine Schadensmeldung verzichtet. Viele Kleinteichwirte haben als Verhütungsmaßnahme ihre Bewirtschaftung in der Weise geändert, dass sie ihre Teiche erst im Frühjahr besetzen und über den Winter leer lassen. Damit liegt das Risiko von Verlusten über den Winter bei den großen Teichwirtschaften. Vermehrt werden Teiche auch eingezäunt.

24

Eine Auswertung der Schadensfälle 1998 – 2007 brachte weitere Erkenntnisse.

Die Graphik zeigt deutlich, dass kleine Teiche viel intensiver betroffen sind als größere. Allerdings werden die finanziellen Auswirkungen mit zunehmender Teichfläche größer.

Anzahl der Fälle

Prozentanteil

Gesamtschaden

Prozentanteil d.

1998 - 2007

d. Fälle

1998 – 200 €

Schadens

< 0,1

249

18

56.564

4

0,1 - 0,5

522

37

238.372

16

0,5 - 1,0

174

12

135.536

9

1,0 - 5,0

302

22

427.092

28

> 5,0

152

11

666.926

43

SUMME

1.399

100

1.524.490

100

Teichgröße ha

25

Gemeldete Gesamtschadenssummen 1999 - 2010 erwartete Fläche ha Abfischung kg

erwartete Produktion kg

Schaden kg Schadenanteil Schadenanteil an an erw. Abf. %

erw. Prod. %

1999

165

122.681

64.580

27.789

22,7

43,0

2000

104

90.840

40.020

20.645

22,7

51,6

2001

298

215.395

112.048

35.375

16,4

31,6

2002

391

292.673

159.445

47.859

16,4

30,0

2003

491

359.542

213.050

43.267

12,0

20,3

2004

454

306.450

175.972

43.009

14,0

24,4

2005

510

371.665

211.891

52.134

14,0

24,6

2006

550

348.297

196.111

49.774

14,3

25,4

2007

518

371.289

232.601

42.922

11,6

18,5

2008

238

146.093

74.192

25.953

17,8

35,0

2009

131

96.431

47.887

16.333

16,9

34,1

2010

88

53.920

23.487

12.837

23,8

54,7

26

Fischotterschäden 1998 - 2007

Schadensanteil an

Schadensanteil an

Schaden kg/Teich

Produktion kg/Teich

Abfischung kg/Teich

47

174

68

310

0,1 - 0,5

404

1.758

1.190

463

302

116

105

91

35

457

0,5 - 1,0

293

1.039

993

329

663

220

196

89

30

696

1,0 – 5,0

165

658

801

375

1.681

815

363

45

22

1.448

> 5,0

69

225

644

394

11.298

7.118

1.213

17

11

3.969

Schaden €/Teich

27

Abfischung %

69

Produktion %

767

erwartete

1.775

erwartete

Abfischung kg/ha

6.205

erwartete

Schaden €/ha

Produktion kg/ha

Schaden kg/ha 940

erwartete

Größenklasse ha <0,1

Der Schadensanteil von über 100% bei Kleinstanlagen erklärt sich daraus, dass weniger abgefischt als besetzt wurde. Dass Produktionsausfälle in der vorliegenden Höhe auf Dauer nicht verkraftbar sind, ist evident.

27

Es wird nochmals darauf hingewiesen, dass in diesen Zahlen nur jene Fischarten bzw.

Größenklassen enthalten sind, welche bei der Schadenserhebung auch erfasst wurden, also keine Kleinfischarten und keine Fische, welche von der Brut zu Einsömmerigen gezogen wurden. Weiters sind nur jene Teiche einbezogen, für die auch Schäden anerkannt wurden, also keine Angelteiche oder Teiche mit zu langen Abfischungsintervallen.

In der Teichkartei der Ökologischen Station Waldviertel, welche keinen Anspruch auf Vollständigkeit erhebt, sind für das Waldviertel 1.774 Teiche mit einer Gesamtfläche von rund 1727 ha verzeichnet. Knapp 20% der Teichfläche (325 ha) sind Angelteiche (GRATZL pers.

Mitteilung).

Um nicht eine Genauigkeit vorzutäuschen, die in diesem Ausmaß nicht vorhanden ist, wird von folgenden Zahlen bei der Schätzung des Otterbestandes, welcher sozusagen von und an den Teichen lebt, ausgegangen.

Jährliche Schadensmenge 40 t; betroffene Fläche 460 ha; jährlicher Ausfraß durch den Otter 250 kg/Ind. In der Otterliteratur findet man Angaben, dass der Futterbedarf des Otters täglich rund 10% des Körpergewichtes beträgt, also zwischen 0,5 – 1kg ausmacht. Bei durchschnittlich 0,75 kg täglichen Futterbedarfes wären das knapp 280 kg/Jahr. Er frisst aber nicht ausschließlich Fische, daher die geringere Annahme von 250 kg/Ind..

Das Ergebnis wären allein für die erfassten Teiche 160 Otter. Diese Zahl liegt schon deutlich über den von KRANZ 2009 angegebenen rund 60 Individuen.

Eine Hochrechnung von den 460 ha auf die knapp 1.700 ha ist sicher nicht seriös. Nicht jeder Teich ist gleichmäßig betroffen. Viele Kleinteiche stehen nicht ganzjährig zur Verfügung, da sie gewintert werden. Dass aber mehr als 200 Otter (und nicht 65) von den Teichen leben, erscheint realstisch.

Schätzung an Hand der Länge der Teichufer In stehenden Gewässern spielt die Uferlänge sicher eine bedeutendere Rolle als die Fläche, welche dem Otter zur Verfügung steht. Darauf weist u. a. auch KRANZ 1999 hin. Ein weiteres Indiz dafür ist der Umstand, dass kleinere Teiche weitaus höhere Schäden aufweisen als große. Generell wird auf die Verfügbarkeit der Nahrung wenig in der Otterliteratur eingegangen.

Die Uferlängen können nur sehr grob geschätzt werden, außer man erhebt sie für jeden einzelnen Teich. Grundsätzlich weisen kleine Teiche längere Ufer auf als große mit gleicher Form. Den kleinsten Umfang einer Fläche bildet ein Kreis.

28

Teichgröße m² Umfang Kreis m

Umfang Quadrat m

100

35

40

1.000

112

127

10.000

354

400

100.000

1.121

1.265

Je weiter die Form eines Teiches von einem Kreis abweicht, desto länger wird der Umfang. Eine Maßzahl

zur

Beschreibung

der

Uferlänge

im

Vergleich

zur

Fläche

stellt

die

UFERENTWICKLUNG dar.

Die Uferentwicklung (d) wird gemessen anhand des Verhältnisse der Uferlänge zum Umfang eines Kreises, dessen Fläche mit der des Gewässers identisch ist. Die Verhältniszahl ist ein Anhaltspunkt für den Buchtenreichtum und weist auf die Bedeutung der Uferzone hin. Bei Talsperren liegt das Verhältnis zwischen 3 und 6 und bei natürlichen Seen zwischen 1,6 und 3 (vgl. Wikipedia).

Unter der Annahme, dass im Durchschnitt die Uferentwicklung bei Teichen zwischen 1,5 und 2,0 liegt, käme man im Waldviertel auf eine Uferlänge von etwa 650 km. In der nachfolgenden Tabelle auf der nächsten Seite sieht man deutlich die Bedeutung kleiner Teiche in Bezug auf die Uferlänge.

KALZ & KOCH 2005 geben für die Mecklenburger Seenplatte an, dass auf 4,7 km Uferlänge 1 Otter kommt. Sie zitieren KRUUG 1995, der auf den Shetlandinseln an der Küste Otterdichten von 1 Otter pro 1,2 km Uferlänge nachweisen konnte.

29

Gesamt-

Uferlänge

Uferlänge

fläche

Kreis

bei d=1,5

ha

km

km

675

28

45

67

90

0,1-0,24

403

63

56

84

112

0,25-0,49

258

86

53

79

105

0,50-0,99

153

100

44

65

87

1,00-4,99

182

410

94

142

189

5,00-9,99

36

253

34

51

67

10-20

26

374

35

52

70

>20

11

413

23

35

47

SUMME

1.744

1.727

384

575

767

Teichgröße

Anzahl

ha

Teiche

<0,1

Uferlänge bei d=2,0 km

Für die waldviertler Teiche werden 2,0 km Uferlänge für einen Otter angenommen. Die Seen Mecklenburg-Vorpommerns sind einerseits um ein Vielfaches größer und tiefer als die Teiche, auf der anderen Seite auch wesentlich nährstoffärmer und daher weisen sie auch einen vergleichsweise deutlich geringeren Fischbestand auf.

Im Waldviertel kommen im Schnitt 2,7 ha Teichfläche auf 1 km Uferlänge. Je nach Jahreszeit und Besatzmenge bzw. Produktionsziel stehen daher rechnerisch einem Otter pro km Uferlänge zwischen 1.000 kg (370 kg/ha) und 3.000 kg (1.100 kg/ha) Fisch als Nahrung zur Verfügung.1 SITTENTALER (2012) gibt in ihrer Untersuchung des Kl. Kamp und der Gr. und Kl. Ysper folgende Fischbestandszahlen und Otterdichten an:

Gewässer

Fischbiomasse kg/ha

ha/ 1 Otter

km/ 1 Otter

Kleiner Kamp

52 – 108

3,8

4,5

Kleine Ysper

65 – 81

6,2

12,5

Große Ysper

56 – 241

2

3,3

1Die Daten stellen langjährige und in der Teichwirtschaft durchaus gängige Bestandszahlen dar. Damit wird ausgedrückt, dass die Nahrung bei der angenommenen Otterdichte keinen limitierenden Faktor darstellt.

30

Man kann nach diesem Vergleich davon ausgehen, dass ein Otter eher weniger als mehr Uferlänge an den Teichen beansprucht. Unter den angenommenen Bedingungen ergibt das rechnerisch 325 Otter, die von den Teichen im Waldviertel leben können. Das wären 5x mehr als von KRANZ & POLEDNIK (2009) geschätzt.

KRANZ (2000) beschreibt die Otterdichte folgendermaßen: „An Fließgewässern umfasst das Streifgebiet eines erwachsenen männlichen Fischotters vermutlich zwei bis drei Weibchenreviere, die sich ihrerseits nicht wesentlich überlagern. Auch die Reviere der Männchen überschneiden sich kaum. Das Streifgebiet eines Weibchens umfasst etwa zehn Kilometer Flusslauf und die auf dieser Strecke einmündenden Bäche. Die Reviergröße ist von der Verfügbarkeit der Nahrung abhängig.“ WOLFSBAUER (2008) macht auf die höchst unterschiedlichen Literaturangaben bezüglich der Reviergrößen aufmerksam: „In der Literatur findet man sehr viele unterschiedliche Aussagen zur Reviergröße, da diese sehr stark je nach Habitat und Nahrungsverfügbarkeit schwankt. Adulte Fischotter leben solitär in Streifgebieten. Die Größe der Streifgebiete kann bis zu 40 km eines Flusslaufes pro Individuum betragen, wobei jenes der Weibchen meist etwas kleiner ist. Nur zur Paarungszeit bilden sich Paare. Für die Jungenaufzucht ist nur das Weibchen verantwortlich (ELLMAUER 2005). Weiters ist die Reviergröße stark von der Nahrungsverfügbarkeit im Gebiet abhängig. Die weiblichen Streifgebiete sind kleiner als die von männlichen Fischottern und umfassen etwa zehn Flusskilometer und auf dieser Strecke einmündende Bäche. Das männliche Fischotterstreifgebiet umfasst vermutlich 2-3 weibliche Reviere (KRANZ 2000).“ Auf den Zusammenhang von Nahrungsverfügbarkeit und Reviergröße macht auch KRANZ in mehreren Arbeiten aufmerksam.

Nach WOLFSBAUER gibt es im Waldviertel rund 1.000 km Fließgewässer mit einem Einzugsgebiet größer als 10 km².

Diskussion Diese doch markanten Unterschiede bei der Bestandesschätzung bedürfen doch einiger Ergänzungen. Untersucht wurde nur an Fließgewässern (KRANZ 2000, KRANZ & POLEDNIK 2009). Damit wurde im Waldviertel nur ein Teil des Lebensraumes bearbeitet. Nimmt man zu den 1.000 km Gewässerlänge die angenommenen 650 km Uferlänge der Teiche hinzu, so wurden nur rund 60% der möglichen Reviere erfasst.

31

Auch die Aussage, dass rund 30% (62 Individuen) von den Teichen lebten, ist schon aus diesem Grund zu hinterfragen.

Grundsätzlich ist hier festzuhalten, dass die Bestandsschätzungen auf einer qualitativen Erhebung beruhen. In früheren Publikationen (z.B. JAHRL 1999) wurde die weiträumige Verbreitung des Fischotters ausschließlich durch qualitative Befunde (selten, häufig etc.) der Losungen beschrieben.

Otterzahlen wurden nur bei kleinräumigen Untersuchungen genannt (z.B. KRANZ 2007, KRANZ et. al. 2003, KRANZ & POLEDNIK 2010) KRANZ & POLEDNIK (2009) relativieren zwar die Genauigkeit der Otterzahlen: „Die hier genannten exakt erscheinenden Otterzahlen für Teilbereiche bzw. ganz Niederösterreich dürfen nicht

darüber

hinwegtäuschen,

dass

sie

eine

Schätzung

sind,

deren

Grundlage

Spurschneezählungen zu anderen Zeiten (bis zu 10 Jahre früher) aus dem Mühlviertel und dem südlichen Tschechien sind. Diese Schätzung ist eine Groborientierung und kann nicht als Basis für allfällige Managemententscheidungen dienen.“ Genau diese Managemententscheidungen werden aber von den Betroffenen verlangt und es scheint, dass die genannten Zahlen den Betroffenen genügen, um weiter Eingriffe in den Bestand zu verlangen.

Zum Vergleich der von KRANZ & POLEDNIK 2009 genannten 62 Otter, die bedingt durch das verbesserte Nahrungsangebot durch die Teiche zusätzlich im Waldviertel leben, zu den eigenen Schätzungen auf Grund der Schäden bzw. des vermehrten Revierangebotes durch die Teiche wäre es zu vereinfachend, z.B. an Stelle der genannten 62 Individuen mindestens 300 einzusetzen, so dass allein im Waldviertel der Otterbestand an die 500 Individuen oder darüber betragen würde.

Nicht alle den Fließgewässern zugeordneten Otter leben ausschließlich von diesen und zahlreiche Otter kommen nie unter Brücken durch, um erfasst werden zu können. Besonders wenn man an die Teichgebiete Kirchberg/Walde, Ottenstein, die Teichkette Winkelauer Teich – Haslauer Teich Gebhartsteich oder die Teichanlage Jägerteich denkt, finden sich entweder keine „Otterbrücken“ oder es gibt keine Veranlassung für die Otter ihr Revier zu verlassen. Die Methode verlangt nach geeigneten Brücken. Sind diese nicht vorhanden, wie z.B. an der Donau oder in den Unterläufen größerer Flüsse (Enns, Traun) ist eine Bestandsschätzung nicht möglich. „Die Donau, aber auch die Unterläufe von Inn, Enns und Traun, weisen in der Regel wenig bis keine geeigneten Monitoringbrücken auf. Inwieweit diese Gewässer vom Otter wirklich Lebensraum sind und als Nahrungsquelle genutzt werden oder nur Wanderkorridore darstellen, müsste über eine entsprechende Untersuchung abgeklärt werden. (KRANZ & POLEDNIK 2013).“ Das ist eine beachtliche Schwäche der Brückenmethode, denn sie bedeutet 32

„Keine Brücke – kein Otternachweis – kein Otter“ KRANZ & POLEDNIK 2009 führen die festgestellte Abnahme der Otterzahlen in einigen Quadraten im Raum Litschau auf die vermehrte Einzäunung von Teichen zurück: „Im Gegensatz zu dieser landesweit beachtlichen Zunahme der Otter musste im Kerngebiet der früheren Verbreitung, im Waldviertel, in einer Reihe von 100 km² Quadraten ein Rückgang der Losungsdichten festgestellt werden. Dies mag verschiedenste Ursachen haben; eine könnte die zunehmende Zäunung von Fischteichen sein, wodurch dem Otter Lebensraum und Nahrung verloren geht.“ Allerdings könnte die Ursache dieses Rückganges der Losungsdichten auch ihre Ursache in einer Abnahme des Fischbestandes in den Fließgewässern haben, worauf KRANZ 2000 hinweist. „Naturnahe Fischteiche machen die Kulturlandschaft zu einem idealen Lebensraum für den Fischotter. Sie bieten reichlich Nahrung und viele Verstecke. ….. Im Winter hingegen, wenn die Teiche entweder vereist oder abgelassen sind, gewinnen Fließgewässer an Bedeutung. Das Ergebnis der mit naturnahen Fischteichen ausgestatteten Kulturlandschaft sind Otterdichten, die deutlich über jenen vergleichbarer Natur- oder Kulturlandschaft ohne Teiche liegen (KRANZ & TOMAN 2000). Diese künstlich überhöhten Otterdichten, z. B. 16 Individuen auf einer Fläche von 10x10 km (KRANZ & TOMAN 2000), wirken sich auf die Menge an Fischen, die in den angrenzenden Fließgewässern vorkommt, negativ aus. Möglicherweise haben sie sogar auf die Zusammensetzung der Fischarten Einfluss. Vor allem in kleineren Bächen sind Fische für den Otter leicht zu erbeuten. Auf dem Weg von einem Teich zum anderen nutzt der Otter diese zwar selten gewordene, aber leichte Beute. Elektrobefischungen (KRANZ & POLEDNIK, unveröffentlichte Daten) haben jedenfalls zum Teil bestürzend geringe Fischdichten in gut strukturierten Bächen ergeben.

Diese Fischbestände wurden vom Otter, soweit sich das durch Nahrungsanalysen an Hand des Otterkots nachweisen lässt, vor allem im Winter stark dezimiert. Zusammenfassend kann gesagt werden, dass Fischteiche vermutlich einen Überschuss an Ottern bedingen, der in umliegende Gebiete abwandern könnte. Das ist ein Grund, warum Naturschützer Fischotter in Teichgebieten, auch wenn sie dort in hoher Dichte vorkommen, schützen wollen. Die natürliche Wiederbesiedlung des Umlandes soll dadurch gefördert werden.“ Nicht nachvollziehbar ist in diesem Zusammenhang deshalb eine Aussage, die zehn Jahre später in KRANZ & POLEDNIK 2009 zu finden ist: „Die erstarkenden Otterbestände ernähren sich auch von Fischen in Fischzuchtanlagen, was zu finanziellen

Einbußen

der

Fischzüchter

und

Unmut

der

Hobbyteichbesitzer

führt,

Abwehrmaßnahmen wie Zäune erfordert und Unmut zur Folge hat; auch dieses Phänomen ist nicht 33

auf Österreich beschränkt. Fischteiche erhöhen jedenfalls Otterdichten vor Ort, was nicht zuletzt auch zu Abwanderung und natürlicher Wiederbesiedlung otterfreier Gebiete führt. Es ist auch nicht auszuschließen, dass durch Fischteiche erhöhte Otterbestände zu einem unnatürlich hohen Fraßdruck auf Fischbestände in Fließgewässern führen; die Wechselwirkungen zwischen Teichen, Ottern und Fischen in Flüssen sind aber bislang noch nicht untersucht worden.“ Diese zuletzt angeführten Aussagen lassen doch einige Schlussfolgerungen zu. Seit 1998 hat sich der Otter praktisch über das gesamte Niederösterreich ausgebreitet. Damit fällt das Argument weg, überhöhte Otterdichten in Teichgebieten als wünschenswert anzusehen, um die Besiedlung angrenzender Gebiete zu ermöglichen. Eingriffe in die Population sind aus diesem Grund nicht mehr als indiskutabel anzusehen. Die Populationsschätzung ausschließlich an Hand der Brückenmethode in einem Teichgebiet, wo der Lebensraum des Fischotters sich nicht ausschließlich auf die Fließgewässer (mit ihren Brücken) beschränkt, weist möglicherweise so große diesbezügliche Unzulänglichkeiten auf, dass es zu einer groben Unterschätzung der Gesamtpopulation im Waldviertel gekommen ist. Einzeluntersuchungen aus Tschechien lassen sich nicht als Vergleich heranziehen, da die Teiche dort wesentlich größer sind als im Waldviertel und daher das Verhältnis Fläche : Uferlänge deutlich unterschiedlich ist.

Ein weiterer Punkt betrifft den Zeitraum der Erhebung. Die Kartierung erfolgte in der Zeit vom 21.

Oktober bis 30. November 2008 (KRANZ & POLEDNIK 2009). Als Grund wurden die stabilen Abflussverhältnisse angegeben. Der Oktober ist die Hauptabfischungszeit und es wird, wenn es die Witterungsverhältnisse zulassen, auch noch zumindest eine Woche im November abgefischt. Das bedeutet für die Otterpopulation in dieser Zeit eine völlige Neuorientierung, da manche Nahrungsquellen wegfallen und dafür andere (Winterteiche) mit einem höheren Besatz aufwarten können. Aus diesem Grund ist eine Änderung in der räumlichen Verteilung der Population eher zu erwarten als auszuschließen. Gemeint ist dabei die getroffene Aussage bezüglich der Zu- und Abnahme in einzelnen Quadraten im Waldviertel (Abb. 15) und besonders die Abnahme im Bezirk Gmünd im Raum Litschau. Diese könnte auch kurzfristige Einflüsse als Grund haben und keine langfristige Entwicklung einer Abnahme seit 1999 zeigen.

Es wird daher angeregt, sich bei der Schätzung des Otterbestandes nicht alleine auf die Brückenmethode zu beziehen, sondern auch andere Daten einfließen zu lassen. Wenn man die Brückenmethode wie im vorliegenden Fall mit dem Lebensraum Teich und zusätzlich mit den vorliegenden Schadenserhebungen vergleicht, wird man auf einen Bestand im Waldviertel kommen, der deutlich näher bei 400 Individuen als bei 200 Individuen liegen wird.

34

Bestandsschätzung in anderen Bundesländern Oberösterreich Laut KRANZ & POLEDNIK (2013) hat sich der Otterbestand in Oberösterreich von 2001 bis 2012 um das 2,2-fache erhöht.

2001

2012

alpin

13

60

kontinental

98

185

GESAMT

111

245

Dies basiert auf Grund der verwendeten Methode auf Losungshäufigkeiten, auf die Anzahl positiver Brücken und der Zunahme des Verbreitungsgebietes.

So nahm in diesem Zeitraum die Zahl an Brücken mit Losungsfunden um das 2,1-fache zu.

Zusätzlich stieg dort im (gewichteten) Mittel die Anzahl der Losungen von 2,0 auf 5,8, also um das 2,9-fache. Das Verbreitungsgebiet erhöhte sich um den Bezirk Steyr (1.000 km² = 8,3% der Landesfläche), wobei dort eine Losungsdichte von 5,6 verzeichnet wurde. „Bei der Bestandsschätzung wurden für sehr geringe (<3) bis geringe (3 – 5) Losungsfunde /Brücke 1,5 Otter/100 km² angenommen, für hohe (5 – 8) bis sehr hohe (>8) 3 Otter/100km².“ KRANZ & POLEDNIK (2013) schreiben dazu: „Die generelle Annahme von drei adulten Ottern pro 100 km²

bei hoher und sehr hoher

Losungsdichte wird durch den Befund von sieben adulten Ottern an einem Quadrat an der Waldaist nicht in Frage gestellt. Die unterstellten drei Otter beruhen auf einem Durchschnittswert aus der Steiermark und Niederösterreich, welcher aus Einzelwerten von 18 Quadraten zwischen einem und sechs adulten Ottern zustande kam.“ Wenn man aber die drei Parameter positive Brücken, Losungen/Brücke und Vergrößerung des Verbreitungsareals zusammen betrachtet, erscheint die angenommene Zunahme des Bestandes um den Faktor 2,2 als deutlich zu gering angenommen.

35

Steiermark Für die Steiermark geben KRANZ & POLEDNIK (2012) die Entwicklung der Otterbestandszahlen nach der entsprechenden Schätzung und Hochrechnung wie folgt an: 2003

2006

2011

Alpin

92

126

242

Kontinental

71

77

92

SUMME

163

203

334

Wie auch in Oberösterreich wurden bei geringer bis sehr geringer Losungsdichte 1,5 und bei hoher bis sehr hoher Losungsdichte 3 Otter/100 km² angenommen. Allerdings fällt beim Vergleich der beiden Bundesländer auf, dass in der Steiermark die Nachweisdichteklassen sich von jenen in Oberösterreich und Niederösterreich unterscheiden.

Nachweisdichteklassen

Durchschn. Anzahl Losungen/pos. Brücke OÖ

NÖ

St

Kein Nachweis

0

0

0

Sehr geringe Nachweisdichte

<3

0,1 – 3

< 3,5

Geringe Nachweisdichte

3-5

3,1 – 6

3,5 – 6,5

Hohe Nachweisdichte

5-8

6,1 – 10

6,5 – 9,5

Sehr hohe Nachweisdichte

>8

10,1 - 28

> 9,5

Hätte man die Dichteklassen Oberösterreichs in der Steiermark verwendet, wären z.B. die Bezirke Voitsberg, Hartberg und Deutschlandsberg in die Klasse mit hoher Nachweisdichte aufgestiegen und mit 3 anstelle von 1,5 Otter/100 km² bewertet worden. Eine völlig andere Einschätzung erfolgte in Niederösterreich durch KRANZ & POLEDNIK (2009) „In gutachterlich als „durchschnittlich“ mit Gewässern angesprochenen Quadraten wurden drei Otter angenommen, sofern sie nicht im Fischteichgebiet des Waldviertels lagen. Dort wurden, je nach Teichangebot und beobachteter Losungsdichte, bis zu 14 Otter unterstellt. Die kleinste zuordnebare Ottereinheit war 0,33 je Quadrat.“ Ebenso wie in Niederösterreich wurde auch in der Steiermark der Lebensraum Teich in der Untersuchung nicht berücksichtigt, obwohl dieser Umstand den Autoren bekannt war: In Leibnitz

36

und Deutschlandsberg gibt es z.B. eine Vielzahl kleiner Karpfenteiche, wie viele Otter dort leben wurde bisher nicht untersucht.

Es wurde auch nicht versucht, in irgendeiner Form dort den Bestand zu schätzen oder etwa darauf zu verweisen, dass es möglicherweise dadurch zu einer Unterschätzung des Otterbestandes in der Steiermark gekommen sein könnte.

Der Schluss ist nahe liegend, dass ein Vergleich der Daten aus verschiedenen Bundesländern doch einiger Aufmerksamkeit hinsichtlich der unterschiedlichen Auswertungen (z.B. adulte und juvenile oder nur adulte Individuen) und Annahmen (Klassifizierung der Losungshäufigkeiten) bedarf.

Generell scheint der Otterbestand in den diskutierten Gebieten im Allgemeinen zum Teil deutlich über den in den Berichten genannten Zahlen zu liegen, vor allem, wenn man bedenkt, dass ein wesentlicher Lebensraum (Teiche) keine oder eine völlig unzureichende Berücksichtigung gefunden hat.

Zudem neigt die „Brückenmethode“ mit hoher Wahrscheinlichkeit zu einer Unterschätzung des Bestandes, wie Vergleichserhebungen in Sachsen und vor allem die Otterzählungen an Hand genetischer Untersuchungen von Kot- und Analsekretproben in Ostbayern ergaben (SCHREIBER et al. 2012). In diesem Untersuchungsgebiet konnten in 16 intensiv untersuchten Quadraten im Schnitt 6,2 Otter nachgewiesen werden, wobei nur 2 Quadrate weniger als 3 Individuen aufwiesen. Die Sammelmethode war gegenüber der in Österreich angewandten Methode modifiziert und lehnte sich mehr an die IUCN-Methode an. Im Unterschied zu dieser wurden in Fließgewässern beide Ufer ab einer Brücke auf einer Länge von 200 m abgesucht, während bei der IUCN-Methode eine 600 m lange Strecke abgesucht wird, allerdings nur ein vorher festgelegtes Ufer. Wie sich bei Schneelage gezeigt hat, passieren manche Otter Brücken, ohne Kot abzusetzen. Soweit es möglich war, wurden auch stehende Gewässer mit einbezogen, allerdings auf Grund des dort sehr hohen zeitlichen Arbeitsaufwandes und vielfach stark verwachsener Ufer nur in eingeschränktem Rahmen.

Es ist wenig plausibel, dass die Otterdichte in Österreich deutlich unter jener in Bayern liegen soll.

Selbst KRANZ et al. (2013) kommen in der Steiermark mit Hilfe der Spurschneekartierung letztendlich auf höhere Otterdichten (+ 29%) als sie dies 1 Jahr vorher publiziert hatten. „Der Fischotterbestand der Steiermark wird hier mit exakt 468 erwachsenen bzw. subadulten Ottern angegeben. Die Daten für diese Hochrechnung stammen aus vier aufeinander folgenden Wintern; dies mag nicht zuletzt auch in Hinblick auf die steigenden Otterbestände einen Einfluss haben. Jedenfalls muss jedem klar sein, dass die exakte Zahl 468 sich aus der Hochrechnung der 33 Einzelquadrate ergibt. Der Otterbestand selbst ist damit für das Jahr 2013 nicht mit dieser Zahl festgelegt. Versieht man die Otterzahl mit einem Vertrauensintervall von 20% (+/- 94 Individuen),

37

so ergibt dies einen Bestand von 374 bis 562 adulten Tieren, legt man eine Bandbreite von +/- 10% zu Grunde, so kommt man auf einen Bestand von 421 bis 515 (Anm.: adulten und subadulten) Individuen. Beide Zahlenpaare kommen der Realität und damit auch dem steirischen Otterbestand im Jahre 2013 mit Sicherheit viel näher als die exakt erscheinende Zahl von 468 Tieren. Wichtig ist weiters, dass die über die Spurschneekartierung hier erhobenen Werte deutlich über den Annahmen (Expertenschätzung) der im Rahmen der landesweiten Kartierung (Kranz & Poledník 2012) erhobenen Zahl liegt. Damals wurde der Bestand auf lediglich 334 adulte Otter geschätzt.“ Bei der Bestandsschätzung auf Grund der Schneespurenkartierung wurden im Schnitt 3,03 adulte Otter festgestellt bzw. 4,0 Otter, wenn man die Jungtiere dazu nimmt. Mit den Jungtieren ergibt das 664 Otter für das Bundesland Steiermark.

Ein direkter Vergleich der Bestandszahlen in der Steiermark und in Oberösterreich mit jenen aus Niederösterreich ist auf den ersten Blick nicht möglich.

Vergleicht man die mittels Brückenmethode erhobenen Daten, dann beziehen sie sich in Niederösterreich auf alle Altersstadien, in OÖ und Steiermark auf

adulte Individuen,

möglicherweise auch auf subadulte. Dies ist in den Arbeiten KRANZ & POLEDNIK 2012 und 2013 nicht explizit erwähnt.

Während in Niederösterreich in 6 unterschiedlichen Kategorien zwischen 0,33 bis 14 Otter/Quadrat differenziert wurde, gab es bei der Bestandsschätzung in der Steiermark und in Oberösterreich nur die Unterscheidung zwischen 1,5 und 3 Otter/Quadtrat. In Abhängigkeit von der Losungsdichte.

Dazu kam die oben bereits erwähnte unterschiedliche Einteilung der Häufigkeiten der Losungen.

Nach den Ergebnissen von KRANZ et al. (2013) wurde die durchschnittliche Otterdichte für die Steiermark mit rund 3 adulten und subadulten Otter/Quadrat ermittelt, mit Jungtieren ergab das 4 Otter/Quadrat.

Zwangsläufig stellt sich die Frage, ob und in welchem Ausmaß die Otterzahlen in den anderen Bundesländern (NÖ, St) im Lichte dieser Ergebnisse nach oben zu revidieren sind. Vergleicht man die Ergebnisse der Brückenmethode mit den Ergebnissen der genetischen Losungsuntersuchungen in Bayern, so wären sie nicht um 29% zu erhöhen, sondern weitaus mehr.

38

Synopse Fischotter Teil III Südböhmen und Böhmisch-Mährisches Hochland Kevin Roche Übersetzung aus dem Englischen: Christian Bauer, Markus Böhm

39

Gesetzlicher Schutz Auf Grund von wachsenden Hinweisen auf ein Schrumpfen der Population wurde der Fischotter seit 1956 in der Tschechoslowakischen Sozialistischen Republik unter Schutz gestellt (primär durch Beschränkungen der Jagd). Nach den politischen Umwälzungen 1989 wurde dem Fischotter weiterer Schutz zuteil, vor allem nach der Entstehung der Tschechischen Republik und dem Beitritt zur Europäischen Union.

Nach dem Dekret 395/1992, welches das tschechische Gesetz zum Schutz der Natur und der Landschaft (114/1992) umsetzt, gilt der Europäische Otter (Lutra lutra) in der Tschechischen Republik als stark bedrohte Art. Mit dem Rechtsakt 114/1992 übernimmt die Tschechische Republik die Anforderungen der Berner Konvention und der EU Flora-Fauna-Habitatrichtlinie (RL 92/43/EWG) in nationales Recht. Das Gesetz verbietet den Fang, das Töten und/oder das Stören der gelisteten Arten (der Otter findet sich im Anhang 2), sowie die Zerstörung oder Störung ihres Lebensraumes. Der Otter ist darüber hinaus in der (IUCN) Tschechischen Roten Liste als gefährdete (vulnerable) Art gelistet (Anděra & Červený, 2005).

Der Otter wird im nationalen tschechischen Jagdgesetz als geschützte , ganzjährig geschonte Art geführt. Obwohl nicht explizit ausgeführt impliziert das, dass Otter als Fallwild der lokalen Jagdgesellschaft gehören.

Im Prinzip ist es möglich den strikten Schutzstatus des Otters zu ändern (temporär oder permanent) unter der Voraussetzung, dass es keine befriedigende Alternative gibt und es nicht nachteilig für die Aufrechterhaltung eines günstigen Erhaltungszustandes im natürlichen Verbreitungsgebiet ist. Im Falle von kritisch oder stark bedrohten Arten (wie dem Otter) könnten Ausnahmen vom Tschechischen Umweltministerium oder regionalen Verwaltungsbehörden, mit Zuständigkeiten für bedrohte Arten, erlassen werden. Obwohl es in der Vergangenheit immer wieder diesbezüglich Anträge gegeben hat, wurden bis heute keine Ausnahmeregelungen erlassen. Entschädigungen für Schäden, die von geschützten Arten, einschließlich Otter, verursacht werden, sind im Gesetz 115/2000 geregelt (zuletzt geändert 2001, 2002 und 2006).

Ökologie Verteilung und Anzahl der Otter Die Tschechische Republik ist eines der wenigen europäischen Länder, das mehrere nationale Untersuchungen der Anwesenheit von Ottern, basierend auf der standardisierten Technik, welche 40

von der IUCN Otter Specialist Group (Reuter et al. 2000) empfohlen wird. Ungefähr alle fünf Jahre werden Untersuchungen zum Fischotterbestand durchgeführt. Dabei werden von Experten oder geschultem Personal vier bis sechs Stellen (Brücken, Teiche, Flussmündungen,...) innerhalb eines 11,2 x 12 km Planquadrates des tschechischen nationalen Kartenrasters S-JTSK untersucht, an denen Zeichen von Ottern (Fährten, Losungen) erwartet werden können. Es wird bis zu 300 m entlang des Ufers von Flüssen/Bächen bzw. Teichen nach Spuren gesucht. Werden nach dieser Distanz keine Spuren gefunden, so wird die Stelle als negativ (kein Nachweis des Fischotters) markiert. Dies ermöglicht nicht nur den Nachweis von Anwesenheit oder Fehlen des Otters, sondern auch einen groben Hinweis auf die Otterdichte. In den letzten Jahren haben sich die Untersuchungen auf Gebiete konzentriert, die bisher spärlich besiedelt oder gänzlich frei von Ottern waren. Kerngebiete werden als kontinuierlich besiedelt angesehen (Poledník et al. 2007b).

Nach historischen Jagdberichten, waren Fischotter noch im 19. Jh. in der ganzen Tschechischen Republik präsent. Anzeichen für ein Schrumpfen der Population gab es bereits Mitte des 19.

Jahrhunderts. Trotzdem wurden die Otter intensiv bejagt. Diese Zeit brachte zudem einen Niedergang der Teiche und die Fließgewässer wurden erstmals in großem Stil bewirtschaftet (Anděra & Kokeš, 1994). Die große Anzahl an getöteten Ottern vermittelte aber den Eindruck, dass Fischotter zu dieser Zeit noch zahlreich und weit verbreitet waren (Baruš & Zejda, 1981).

Zunehmende Hinweise für einen Rückgang der Population führten zum gesetzlichen Schutz.

Trotzdem gingen die Zahlen weiter zurück, dieses mal auf Grund der zunehmenden Zerstörung und Verschmutzung der Habitate und Lebensräume. In den späten 70er Jahren war die Population in zwei Sub-Populationen aufgetrennt. Ein Schwerpunkt lag im Bereich der Südböhmischen Teiche und im dortigen Grenzgebiet bis nach Österreich. Kleinere Populationen fanden sich im Grenzgebiet Tschechien/Slowakei/Polen (Hájková et al., 2007) und im Norden an der Grenze zu Deutschland. Im Jahr 1992 wurde, als Basis für zukünftige Schutz- und Erhaltungsmaßnahmen, eine erste große, auf Spuren im Freiland basierende, Untersuchung durchgeführt.

Die Schätzungen über die Anzahl der Fischotter in der Tschechischen Republik schwanken beträchtlich, abhängig davon wen man fragt. Im Jahr 1998 setzte die staatliche Naturschutz Agentur die Zahl der Otter mit 600 – 700 Exemplaren an, während die Union der Angler von 1.380, die Fischzüchter Vereinigung gar von 1.710 Tieren ausging (Adámek et al. 1999). Zum Vergleich: Die Anzahl der Otter wurde vor 1978, basierend auf einer Umfrage, auf nur 174 Individuen geschätzt, mit einer deutlichen Konzentration in Südböhmen, auf Grund der vielen Fischteiche, nicht verschmutzten Flüsse und der guten Nahrungsversorgung (Baruš & Zejda, 1981). Im Jahr 1980, wurde die Zahl mit 330-350 Tieren geschätzt, wiederum mit einer Konzentration in Südböhmen 41

(Kučera, 1980).

Gleichzeitig mit der Zunahme der Otterpopulationen in ganz Europa, erholten sich auch die Bestände in der Tschechischen Republik ab den beginnenden 90er Jahren. Die nationale Untersuchung für das Jahr 2000 ergab eine deutliche Ausbreitung, wobei sich die Quadrate mit Nachweisen zwischen 1992 und 2003 nahezu verdoppelten (Roche et al., 2004, Abb. 1). Die größte Expansion schien in nord-östlicher Richtung, quer durch das Land ins Böhmisch-Mährische Hochland, stattgefunden zu haben (Abb. 1). Die Gründe für die Erholung sind: verbesserter gesetzlicher Schutz, Lebensraumverbesserung, Reduzierung der Verschmutzung und eine Zunahme der Teichwirtschaft, vor allem Hobbyteichwirtschaften im Böhmisch-Mährischen Hochland. Zur selben Zeit dürften Fischotter über die polnische Grenze zugewandert sein (Abb. 1). In einem Versuch, die Wiederbesiedelung zu unterstützen, wurde eine kleine Anzahl von gesund gepflegten verletzten Ottern sowie in Gefangenschaft aufgezogene Tiere ausgewildert. Diese Maßnahmen im Nordosten des Landes wurden von der staatlichen Agentur für Natur- und Landschaftsschutz (AOPK ČR) durchgeführt (Hlavac et al. 1998).

Basierend auf der Untersuchung von 2000 und mit dem Wissen bezüglich der Otterdichten in verschiedenen Habitattypen in Südböhmen, welche mittels snow-tracking (Spurensuche im Schnee) (Kučerova und Roche, 1999) und genetischen Analysen von Losungen (Hájková et al., 2009) gewonnen wurde, kann die Anzahl der Fischotter mit Ende der 90er Jahre auf 800 – 1.100 Individuen geschätzt werden. Die höchste Dichte wurde im Bereich der einmaligen Konzentration von großen Teichen im Südböhmischen Biosphärenreservat von Třeboň gefunden. Die Otterdichte nimmt signifikant mit der Entfernung zu diesem Gebiet ab.

Unabhängig davon, berechneten Poledník et al. (2005) die Anzahl der Fischotter für die Erhebung aus 2000 nach ihrer eigenen Methode (Abschätzen der Anzahl mittels snow-tracking in sieben 10 x 10 km großen Quadraten in verschiedenen Teilen des Landes, allerdings nicht in der Südböhmischen Teichregion!). Die Anzahl der Tiere schwankte zwischen 1 und 28 Individuen pro Quadrat. Anschließend verglichen sie diese Zahlen statistisch mit einer Anzahl von Faktoren und entschieden sich dafür, dass die Länge an Teichufern in jedem Quadrat die Variation der Daten am besten beschreibt. Nach der Aufstellung einer Korrelation der Anzahl an Fischottern in einem Quadrat gegen die Länge der Teichufer im selben Quadrat, berechneten die Autoren die Anzahl der Fischotter im Land an Hand der Teichuferlänge in jedem besiedelten Quadrat, das die Untersuchung von 2000 auswies (Poledníková et al. 2006). Mit dieser Methode berechnet sich die Otterpopulation für 2000 mit 1.600 – 2.000 Tieren. Das ist deutlich höher als die Zahlen von Kučerova et al. (2001) und auch höher als die Daten der Tschechischen Otter Foundation für 2005 (1.200 – 1.500; siehe 42

auch Kortan et al. 2007). Darüber hinaus schlagen die Autoren vor, dass die carrying capacity (Tragfähigkeit des Lebensraumes) für den Fischotter in vielen Teilen des Landes erreicht ist. Diese Korrelation wurde auch für die aktuelle Methode zur Abschätzung der Schäden verwendet (siehe weiter unten) und auch für die Bestandsaufnahme der Fischotterpopulation in 2006.

Die Fischotterbestandsaufnahme von 2006 zeigt eine deutliche Expansion in viele Richtungen, so dass alle, ursprünglich getrennten, Meta-Populationen nun wieder verbunden sein dürften. Zeichen von Fischottern wurden in 75 % der Kartenquadrate nachgewiesen, wobei in 60 % eine permanente und in 15 % zumindest eine zeitweilige Anwesenheit nachgewiesen wurde (Poledínk et al. 2006).

Die letzte Bestandsaufnahme von 2011 zeigt einen Nachweis in 92 % der Quadrate, 63 % mit ständigem und 32 % mit zeitweiligem Vorkommen (Abb. 2). Trotz des sich ausbreitenden Vorkommens, der Kern der Population mit hohen Dichten ist nach wie vor das Südböhmische Teichgebiet und die Grenzregionen zu Deutschland und Polen. An den Rändern dieser Zonen und dazwischen sind die Individuendichten deutlich geringer (Abb. 3). Obwohl für die Bestandsaufnahmen von 2006 und 2011 keine Schätzungen über die Individuenzahlen vorliegen, ist es wahrscheinlich, dass die Anzahl der Tiere zwischen 2000 – 2006 nicht wesentlich zugenommen haben dürfte. Neu besiedelte Lebensräume außerhalb der Kernzonen sind oft weniger optimal (z.B. geringer Nahrungsverfügbarkeit) und können daher vergleichsweise wenige Tiere beherbergen.

Eine aktuelle statistische Analyse der wesentlichen Änderungen in der Landnutzung, die die Expansion der Fischotterpopulation fördert ergab, dass ein starker Zusammenhang zwischen der positiven Entwicklung der Fischotterverbreitung und zwei wesentlichen Änderungen in der Umwelt Tschechiens seit den 1990er Jahren besteht (Marcelli et al. 2012). Diese Veränderungen sind: a) Die Reduktion der intensiven Landwirtschaft und die damit einhergehende diffuse Verschmutzung der Fließgewässerökosysteme. b) Die Reduktion der punktuellen Verschmutzung durch Industrie und urbane Gebiete.

Das begünstigte eine breite Wiederbesiedlung urbaner Landschaft durch den Fischotter. Die Beständigkeit des Vorkommens und die Wahrscheinlichkeit der Besiedelung war in der Landschaft stark mit der Anzahl der Süßwasserhabitate und damit letztlich mit dem Nahrungsangebot verknüpft.

Generell

war

der

Einfluss

der

landwirtschaftlichen

Nutzung

auf

die

Fischotterpopulationen beständiger und höher als jener von Industrie und urbanen Gebieten. Die Autoren schlussfolgerten daraus, dass sich der Fischotterschutz in großem Maßstab auf die Sanierung und Renaturierung von Gewässerlebensräumen, vor allem in landwirtschaftlich genutzten Gebieten, konzentrieren soll.

43

Zusammenfassung •

Die minimale Anzahl an Fischotter in der Tschechischen Republik vor 1978 wurde mit nur 174 Individuen angegeben, wobei der Schwerpunkt in Südböhmen lag. Im Jahr 1980 wurden die Zahl der Fischotter mit 330 – 350 Tieren geschätzt. Im Jahr 1992 bildeten die Fischotter

drei

Meta-Populationen,

mit

der

stärksten

in

der

südböhmischen

(österreichischen) Teichregion.

•

In der Tschechischen Republik wurden vier nationale Bestandsaufnahmen (1992, 2000, 2006, 2011) mit einer standardisierten Methode durchgeführt. Wie im restlichen Europa, erholten sich die Fischotterbestände in der Tschechischen Republik seit den 1990er Jahren.

•

Heute deckt die Fischotterpopulation 92 % des Landes ab. In großen Gebieten gibt es allerdings nur sporadische Vorkommen und die Dichten sind viel geringer als in den Gebieten der ursprünglichen drei Meta-Populationen.

•

Die Erholung der Bestände hat ihre Ursachen im erhöhten gesetzlichen Schutz, in der Verbesserung der Lebensräume, der Reduktion der Verschmutzung und einer Zunahme der Verfügbarkeit von Fischen.

Der Aktionsraum bzw. die Reviergröße Das Wissen über die Anzahl, Dichte und die Reichweite einer Spezies ist essentiell für Schutz und Management von Wildtierpopulationen. Auf Grund seiner scheuen Natur, seiner einzelgängerischen Lebensweise, des großen Aktionsraumes und der Nachtaktivität in weiten Teilen seines Vorkommens, sind diese Daten besonders für den Fischotter schwer zu erheben. Daher setzten Forscher häufig auf indirekte Methoden (z.B. Spuren in Schnee oder Schlamm und neuerdings genetische Untersuchungen von Losungen) oder mehr invasive Techniken (z.B. Radiotelemetrie), um Daten zum Verhalten des Fischotters zu gewinnen. Für einen Vergleich der Vor- und Nachteile der verschiedenen Methoden siehe Anhang 1.

Seit 1994 wurden zahlreiche Untersuchungen (Spurensuche im Schnee und Schlamm, Radiotelemetrie, direkte Beobachtungen) im Biosphäre Reservat und Landschaftsschutzgebiet von Třeboň durchgeführt, um die Anzahl der Fischotter im Gebiet zu ermitteln und verschiedene Aspekte des Verhaltens von Fischottern zu untersuchen (z.B. Roche & Roche 2004). Das 700 km² große Reservat umfasst einen langsam fließenden Tieflandfluss (Lainsitz) und eine hohe Konzentration (ca. 500) von, meist großen (50 ha im Mittel, max. 490 ha), eutrophen Fischteichen.

Das Ergebnis einer mehr als 700 jährigen Wasser- und Teichwirtschaft ist ein kompliziertes 44

Netzwerk von Teichen, Zu- und Abflusskanälen, Flüssen, Bächen, Feuchtwiesen, Mooren, Sumpfflächen, dass sich zu einer einmaligen Landschaft entwickelt hat (Kučerova & Roche 1999, Roche 2001, Roche & Roche 2004), welche dem Fischotter geeignete und weniger geeignete Lebensräume und Nahrungsmöglichkeiten bietet.

In den Jahren 2001 und 2003 wurden zwei 10 x 10 km große Quadrate für ein groß angelegtes Snow-tracking im Biosphärenreservat ausgewählt. Ziel war, die Anzahl der Fischotter im Reservat abzuschätzen (Roche & Roche 2004, Abb. 5 & 6). Die zwei Quadrate repräsentieren die zwei wichtigsten Lebensraumtypen im Biosphärenreservat: Konzentrationen von mittleren und großen Teichen mit einem komplexen Netzwerk von Flüssen, Kanälen, Bächen und Feuchtgebieten (Kernzone; 2003) und einen Tieflandfluss in landwirtschaftlich genutztem Gebiet mit verstreuten kleinen (< 50 ha) Teichen (Flusszone; 2001). Während die Struktur der Kernzone einmalig in Tschechien ist, ist die Flusszone relativ typisch für die umgebende Landschaft außerhalb des Biosphärenreservats, bis ins Böhmisch-Mährische Hochland.

Die Untersuchung wurde am Morgen nach frischem Schneefall durchgeführt, sodass nur die Spuren der vergangenen Nacht aufgenommen wurden. Bis zu 15 geschulte Mitarbeiter waren an der Untersuchung beteiligt, wobei jedem ein bestimmtes Untersuchungsgebiet zugewiesen wurde, sodass alle Gewässer im Quadrat am selben Tag untersucht werden konnten. Die Mitarbeiter folgten den frischen Spuren, führten Größenmessungen durch und notierten die Bewegungsrichtung. Die Daten wurden in Karten des Untersuchungsgebietes eingetragen, kombiniert und hinsichtlich der Anzahl und Reichweite der einzelnen Fischotter ausgewertet. In vielen Fällen war es auch möglich an Hand der Größe der Fährten, Geschlecht (z.B. Fähe mit Welpen) und Altersklasse (adult, subadult, juvenil) zu bestimmen. Mehr Details zur Methode und den Ergebnissen findet sich in Roche & Roche 2004.

Die abschließenden Schätzungen zeigten, dass 3,4 mal soviel Fischotter in der Kernzone als in der Flusszone (38 und 11 Individuen) und 4 mal soviel Welpen in der Kernzone zu finden waren. 11 Rüden, 10 Fähen, 8 Welpen und 9 unidentifizierte Einzelindividuen wurden für die Kernzone berechnet, 2 Rüden, 3 Fähen, 4 Welpen und 2 unidentifizierte Einzeltiere für die Flusszone. Die unidentifizierten Einzeltiere wurden als sub-adulte Tiere ohne eigenes Revier bzw. als Durchzügler gerechnet. Diese Einzeltiere hielten sich im Bereich von kleinen einzeln liegenden Teichen auf. Die nächtlichen Bewegungen waren gering, was auf die Vermeidung von Begegnungen mit anderen Fischottern hindeutet (Abb. 5).

In der Flusszone (Abb. 6) zeigten die Spuren lineare Reichweiten mit einem Fischotter auf 2 – 30 km Flusslänge, was typisch ist für Fischotter in anderen Teilen des Landes (siehe weiter unten) und 45

in Europa (z.B. Kruuk 1995). Die in der Nacht zurückgelegten Strecken variieren zwischen 1 und 5 km, wobei angenommen wird, dass Rüden längere Strecken zurücklegen. Grundsätzlich scheinen sich die Bereiche der einzelnen Fischotter nicht zu überlappen. Die Tiere machen kehrt, wenn sie auf Zeichen von Artgenossen stoßen. Eine Ausnahme bildete ein unidentifiziertes Einzeltier (wahrscheinlich männlich) und eine Fähe mit zwei Welpen. Bemerkenswert ist, dass bei den Fischottern der Flussregion regelmäßig Karpfen als Nahrung nachgewiesen werden konnten. Das lässt den Schluss zu, dass die Fischotter der Flussregion die verstreuten Teiche der Region zur Futtersuche aufsuchten und sich diese Nahrungsquelle möglicherweise mit anderen Fischottern, wenn auch nicht zur selben Zeit, teilten. Eine radiotelemetrische Studie im böhmisch-mährischen Hochland zeigte, dass die Teiche sehr unterschiedlich von Fischottern aufgesucht werden, manche weit öfter als andere (Poledniková et al. 2006). Im Mittel lag die Besuchsrate bei 20 – 21 % oder ein Besuch alle 5 Tage. Ein Fischotter hatte 18 kleine Teiche in seinem Revier und besuchte pro Nacht drei Teiche (Poledník 2005). Darüber hinaus haben verschiedene Untersuchungen gezeigt, dass die Besuchsrate saisonal variiert. Die meisten Besuche finden im Sommer statt (alle Teiche besetzt), während sich die Fischotter im Winter, auf Grund von Eis und, nach der Ernte, leeren Teichen, auf Fließgewässer und wenige offene, besetzte Teiche konzentrieren.

Eine Anzahl von ähnlichen 10 x 10 km Untersuchungen im Schnee haben auch in anderen Teilen des Landes stattgefunden. Poledník (2012) untersuchte beispielsweise zwischen 2008 und 2012 12 10 x 10 km Quadrate in verschiedenen Teilen des Landes. Die Anzahl der identifizierten Individuen schwankte zwischen 1 und 29 (deutlicher Schwerpunkt bei den niedrigen Zahlen), wobei die niedrigsten zahlen im Bergland und dem mährischen Hochland, die höchsten Zahlen in Quadraten mit vielen Fischteichen in Südböhmen zu finden waren. Noch von der Mutter abhängige Welpen machten 36 % der Population aus.

Die Reviere der Fischotter in der Kernzone zeichnen sich durch ein komplexes Mosaik von nichtlinearen, überlappenden Aktivitätsbereichen aus. Die nächtlich zurückgelegten Strecken reichen von 0,5 – 4 km, wobei die Strecken der Rüden ausnahmslos größer waren. Die Aktivitätsbereiche waren selten linear, da die Fischotter wiederholt Teiche überquerten oder zwischen bzw. sich entlang von Teichen, Flüssen und Kanälen bewegten. Grundsätzlich zeigten die nächtlichen Bewegungen von Einzeltieren abermals, dass Fischotter ihre Artgenossen meiden und sich zurückziehen, wenn sie auf Zeichen eines anderen treffen. Die Reviere von Rüden überlappten sich ausnahmslos mit denen von 1 – 2 Fähen. Die nächtlichen Bewegungsmuster decken sich manchmal vollständig mit denen von Fähen (Dulfer et al. 1996, Roche 1997).

Die maximalen nächtlichen Strecken waren sowohl in der Kernzone als auch in der Flusszone 46

niedrig im Vergleich zu Untersuchungen in anderen Teilen Europas. In Schweden beispielsweise legen Fischotter im Durchschnitt maximale nächtliche Strecken von 16 km zurück, während in Schottland 5 – 16 km für Rüden und 4 – 9 km für Fähen normal sind (zitiert in Chanin 1988).

Rüden haben ausnahmslos einen größeren Aktivitätsradius und überlappen oder beinhalten die Aktivitätsbereiche von ein, zwei oder mehr Fähen.

In der Kernzone umfassen die Reviere der Fähen tendenziell Habitate mit optimalen Bedingungen (vermutlich in Zusammenhang mit einer ganzjährigen Futterverfügbarkeit und geeigneten Unterständen), während jene der Rüden auch viele sub-optimale Habitate umfassen. Allgemein hielten sich Fähen tendenziell in der Umgebung von Teichkomplexen auf, die Rüden hingegen im Bereich von Flüssen und Kanälen. Ausgeprägte geschlechtsspezifische Unterschiede in der Größe und Qualität der Reviere bzw. Aktionsbereiche wurden regelmäßig für den eurasischen Otter nachgewiesen und können als typisch für die Spezies gelten (Kruuk 1995).

Die Reviere von Fähen überlappen oder decken sich mit bis zu 4 weiteren Fähen. Innerhalb jedes Reviers konzentrieren die Fähen ihre täglichen Aktivitäten auf bevorzugte Bereiche (vielleicht 20 % des Gesamtreviers). Obwohl sich die Reviere oft vollständig überlappen, treffen sich die Fischotter selten oder nutzen gar den selben Ort zur selben Zeit. In nahezu allen Fällen mieden Fischotter Bereiche, wo ein anderer Otter kürzlich aktiv war (vermutlich auf Grund frischer Spuren oder Losung). Man muss aber anmerken, dass in strengen Wintern (die Eisdecke kann die Nahrungsverfügbarkeit erheblich einschränken) zahlreiche Fischotter, meist Fähen mit Welpen, beobachtet wurden, wie sie die besten Futterplätze (ein tiefer Flusskolk) in der Kernzone mit bis zu 11 andern Fischottern (bis zu 5 zur selben Zeit) während einer kurzen Periode teilten (Förster 1996).

Dieses Verhalten ist außergewöhnlich und wurde nur im einmaligen Lebensraum von Třeboň und auch nicht in „normalen“ Wintern beobachtet.

Eine relativ neue nicht-invasive und potentiell sehr wertvolle Methode zur Erhebung von Individuenzahlen des Fischotters, nutzt die genetische Analyse von Losungen. Für die detaillierte Beschreibung und Diskussion der Methodik der genetischen Analyse siehe Hájková et al. 2009, 2001. In den Wintern 2003 und 2004 führten Hájková et al. (2009) zwei genetische Untersuchungen in 10 x 10 km Quadraten durch, in denen zuvor ein snow-tracking stattfand. Die erste Untersuchung fand in einem Fließgewässerhabitat in der Slowakei statt, die zweite, welche 5 Tage dauerte, wurde in einem Quadrat der Kernzone, wie oben beschrieben, durchgeführt.

Für das Fließgewässerhabitat brachten beide Methoden sehr ähnliche Ergebnisse (snow-tracking: 10 Individuen, DNA-Analyse: 12 Individuen). Im Bereich der Fischteiche in der Kernzone ergaben die DNA-Analysen der Losungen erheblich höhere Individuenzahlen als mittels snow-tracking (snow47

tracking: 38 Individuen, DNA-Analyse: 50 Individuen, 29 Rüden, 21 Fähen). Diese Differenz ist wahrscheinlich auf eine Reihe von Faktoren zurückzuführen. Beispielsweise sind Untersuchungen durch snow-tracking subjektiv und basieren auf der Erfahrung der ausführenden Personen. Zudem zeigen sie nur die Aktivität einer Nacht und nur im Winter, was von der Aktivität zu anderen Tagesund Jahreszeiten abweichen kann. Fischotter können beispielsweise weniger aktiv sein, ja sogar für einige Tage im Unterstand bleiben (Kranz & Knollseisen 1998) oder die Aktivität spielt sich unter dem Eis ab und kann auf bestimmte Hauptfutterplätze beschränkt sein. Auf der anderen Seite kann die genetische Untersuchung auch Tiere auf der Durchreise erfassen oder solche, deren Revier nur sporadisch das Untersuchungsquadrat umfasst. Darüber hinaus werden die Daten von mehr als einer Nacht erfasst (vielleicht von Wochen) und sie ist nicht subjektiv, d.h. unterliegt nicht der Erfahrung des Untersuchers, wie sie bei der Unterscheidung von ähnlichen Spuren notwendig ist. Zu beachten ist auch, dass gute Futterplätze im Winter zudem auch von Fischottern von „außerhalb“ genutzt werden können, die darüber hinaus nur minimale Aktivität im Untersuchungsquadrat zeigen.

Generell kann festgestellt werden, das Untersuchungen mittels snow-tracking eine adäquate Abschätzung der Individuenzahlen und Aktivitätsbereiche von Fischottern in einfachen, linearen Fließgewässerhabitaten ermöglichen. In komplexen Teichhabitaten mit hoher Fischotterdichte benötigt man eine Kombination aus snow-tracking und genetischer Losungsanalyse für die genaue Abschätzung. Snow-tracking ist einfacher und billiger, unterliegt aber den Wetterbedingungen und der Erfahrung der durchführenden Person. Die genetische Analyse ist noch teuer und zeitaufwändig, bringt dafür aber verlässliche Zahlen, in Kombination mit anderen Daten.

Zusammenfassung •

Zahlreiche Untersuchungen mittels snow-tracking wurden in der Tschechischen Republik durchgeführt. Die Ergebnisse zeigen zwei Haupthabitate für Fischotter, a) große Konzentrationen von mittleren und großen Teichen mit einem komplexen Netzwerk von Flüssen, Kanälen, Bächen und Feuchtgebieten (seltene Habitate) und b) lineare Fließgewässerhabitate, meist in landwirtschaftlich genutztem Gebiet mit verstreuten kleinen Fischteichen (häufigste Habitate).

•

Komplexe Teichhabitate ermöglichen hohe Fischotterdichten (bis zu 50 auf 100 km²). Diese Habitate sind selten. Die Aktivitätsradien von Fähen sind klein, umfassen die besten Habitate und überlappen sich. Die Aktionsgebiete der Rüden sind größer, meist auf schlechtere Habitate zentriert und überlappen mit jenen von ein bis zwei Fähen. Fischotter meiden ihre Artgenossen generell. Die nächtlich zurückgelegten Strecken sind relativ gering.

48

•

Fließgewässerhabitate ermöglichen viel geringere Fischotterdichten (typischerweise 1- 12 auf 100 km²). Diese Habitate sind am häufigsten. Die größeren Aktionsbereiche der Rüden überlappen ebenfalls mit jenen von zwei oder mehr Fähen. Die Aktivitätsbereiche umfassen eine Anzahl von kleinen Teichen. Die in der Nacht zurückgelegten Strecken sind relativ lang und mehr als ein kleiner Teich kann in einer Nacht besucht werden.

•

Im Winter konzentriert sich die Aktivität auf die besten Futterplätze (oft Fließgewässer, aber auch offene Teiche). In sehr strengen Wintern sind Fischotter gezwungen in andere Gegenden zu wandern, um Nahrung zu finden. Bessern sich die Bedingungen jedoch, kehren sie in ihr angestammtes Aktivitätsgebiet zurück.

Fortpflanzung Während Fischotter prinzipiell in der Lage sind das ganze Jahr über Welpen auszutragen, zeigen direkte Beobachtungen und Untersuchungen mittels snow-tracking in der südböhmischen Teichregion, dass die meisten Welpen Mitte des Sommers geboren werden (Roche & Roche 2004).

Zu dieser Zeit halten sich die Fähren nahe des oder im Bau auf und nur während dieser kurzen Zeit hält sich auch der Rüde in der Nähe der Fähe auf. Kurz nach der Geburt wird der Rüde und etwaige Jungtiere aus dem letzten Jahr von der Fähe vertrieben und die alten Reviere werden wieder errichtet bzw. neue gefunden.

Dieser sommerliche Höhepunkt in der Fortpflanzung scheint so gewählt, dass die Zeit mit dem höchsten Energiebedarf der Fähe (Füttern und Beschützen der Jungen) mit jener der größten Nahrungsverfügbarkeit und den geringsten Energiekosten zusammenfällt. Für gewöhnlich führt eine Fähe nur ein Junges, zwei Welpen sind seltener. Diese Zahlen decken sich mit den Beobachtungen in Gegenden mit ganzjähriger hoher Futterverfügbarkeit, wie Küstengebieten (Kruuk 1995). In Fließgewässerhabitaten mit geringerer Futterverfügbarkeit kann die Größe des Wurfes höher sein (z.B. Mason & MacDonald 1986), was einen Zusammenhang zwischen der Wurfgröße und der erwarteten Überlebensrate der Welpen vermuten lässt.

Im Winter kann die Population zu mehr als 30 % aus Jungtieren bestehen (Zahlen basierend auf Daten aus dem snow-tracking; Poledínk et al. 2012). Diese Zahl sinkt aber übers Jahr auf Grund von Mortalität und Abwanderung. Ansorge et al. 1997 weist eine typische Mortalitätsrate für Welpen im Osten von Deutschland von bis zu 90 % aus.

49

Mortalitätsfaktoren Die Todesursachen für Totfunde von Fischottern in der Tschechischen Republik wird seit 1990 untersucht (Abb. 7; Tab. 1), mit 316 Kadavern zwischen 1990 und 2011 (Zusammenfassung der Daten in Poledník et al. 2011b). Bevor 2008 wurden die meisten Kadaver vom Tschechischen Otter Foundation Fonds, mit dem Sitz im Biosphärenreservat von Třeboň in Südböhmen, gesammelt und untersucht (Roche 2004b). Seither werden die Kadaver von Alka Wildlife s.r.o. bearbeitet. Die Kadaver werden entweder währen der Feldarbeit, der oben genannten NGOs gefunden oder von Bürgern,

Naturschutzorganisationen,

der

Verwaltung

von

Naturschutzgebieten,

der

Tierschutzorganisationen, der Böhmisch-Mährischen Union der Jäger oder der Union der Böhmischen bzw. Mährischen Fischer gemeldet bzw. abgegeben. Die gesammelten Kadaver werden untersucht, vermessen, gewogen, einer Autopsie unterzogen (meist erst nach 2008) und der Konditionsfaktor wird berechnet (bezüglich Methoden siehe Roche 2004b, Poledník et al. 2011b).

Die Anzahl der gesammelten Fischotter hat über die Jahre zugenommen (Tab. 1), was das gestiegene Interesse am Fischotter (und dem Naturschutz allgemein), das wachsende Wissen über die Arbeit von NGOs, die sich mit dieser Spezies beschäftigen (und der Bereitschaft ihnen Kadaver zu überlassen) und zuvorderst die steigenden Fischotterzahlen und die Ausbreitung seit 1990 (Abb. 1 & 2) widerspiegelt.

Die allgemeinen Ergebnisse legen nahe, dass die meisten Todesfälle vom Straßenverkehr verursacht werden (75,6 %), 7,9 % auf illegale Tötungen und 3,5 % auf natürliche Todesursachen zurückzuführen sind (für 13 % konnte die Todesursache nicht zuverlässig identifiziert werden).

Der Konditionsfaktor wurde für 56 Tiere berechnet. Die Werte schwanken zwischen 0,642 und 1,557 (im Mittel 1,087 ±0,0279). Allgemein zeichnet sich kein klares Muster für die Todesfälle im Straßenverkehr ab, obwohl die meisten Tiere einen höheren Konditionsfaktor aufwiesen. Auf der anderen Seite wiesen verlassene Welpen, durch Bisse verletzte und illegal getötete Tiere einen niedrigen Konditionsfaktor auf (in erster Linie in Zusammenhang mit Hunger und Entkräftung).

Vergiftete Tiere waren dagegen in guter Kondition (Roche 2004b, Poledník et al. 2011).

Fehlerursachen Die Wahrscheinlichkeit, einen Fischotterkadaver zu finden, hängt stark von der Todesursache ab. So ist zum Beispiel die Chance, einen im Straßenverkehr verunfallten Fischotter zu finden, sehr hoch, weil der Kadaver allgemein sichtbar ist. Zusätzlich ist im tschechischen Jagdgesetz (Gesetz No. 449/2001) geregelt, dass alles Fallwild (einschließlich Fischotter) der örtlichen Jagdgesellschaft 50

gemeldet werden müssen, unabhängig von der Todesursache. Im Gegensatz dazu werden Fischotter, die eines natürlichen Todes (Krankheiten, Alter) gestorben sind, höchstens zufällig gefunden und auch illegal getötete Tiere werden selten gefunden. Ein Beispiel, Poledník et al. (2011b) berichten von 5 mit Radiosendern versehenen Fischottern, die bis zu ihrem bestätigten Tod radiotelemetrisch beobachtet werden konnten. Von diesen 5 verendete einer an einer Krankheit, einer wurde von einem Auto überfahren, und drei wurden illegal getötet. Obwohl es sich nur um wenige Fälle handelt, drängt sich der Verdacht auf, dass menschlich induzierte Mortalität weit höher ist, als die vorhandenen Daten vermuten lassen.

Regionale und zeitliche Faktoren wie die Geomorphologie (Berge, Ebene), das Wetter (Überflutungen, winterliche Temperaturen), die menschliche Besiedlungsdichte, die öffentliche Aufmerksamkeit, etc. können signifikante Auswirkungen auf die Anzahl der gefundenen bzw. abgegebenen Kadaver haben. Aus diesem Grund können die verschiedenen Kategorien von Todesursachen nicht direkt verglichen werden und man muss sehr vorsichtig sein, die Kategorien von Jahr zu Jahr zu vergleichen.

Mortalität im Straßenverkehr Obwohl die Daten gewissen Fehlern unterliegen können (siehe oben), gibt es Hinweise, dass der Anteil der im Straßenverkehr getöteten Fischotter im Laufe der Zeit zugenommen hat (z.B. von 57 % auf 78 %; Poledník et al. 2011b). Das hat wahrscheinlich zwei Hauptursachen, a) zunehmender Verkehr und Straßenbau seit 1990 und b) zunehmende Ausbreitung und Anzahl der Fischotter in der selben Periode.

Im großen und ganzen kann festgestellt werden, dass die Todesfälle mit dem steigenden Straßenverkehr zunehmen. Je nach Rang der Straßen verteilen sich 45 % der Todesfälle auf Straßen 1. Ordnung (Bundesstraßen), 23 % auf Straßen 2. Ordnung (Landstraßen), 17 % auf Straßen 3.

Ordnung und 9 % auf lokale Verbindungsstraßen, zusätzlich 6 % auf Autobahnen. Man muss bedenken, dass der Verkehr auf Autobahnen nicht anhält. Daher werden die Zahlen für Autobahnen wahrscheinlich unterschätzt.

In 56 % der Fälle kamen die Fischotter in der Nähe von Gewässern im Straßenverkehr um (30 % in unmittelbarer Nähe eines Gewässers, 26 % in Verbindung mit Dämmen zwischen Teichen oder Stauanlagen). In 44 % der Fälle war allerdings kein Gewässer in unmittelbarer Nähe, was deutlich macht, dass Fischotter auch quer durchs Land ziehen können um einzelne Abschnitte ihres Areals zu erreichen. Während Fischotter durchaus Brücken und Unterführungen benutzen können, um Straßen zu unterqueren – vor allem wenn ein Fluss durchfließt, nehmen sie in vielen Fällen den

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direkten Weg zwischen zwei Gewässern, was oft das Überqueren einer Straße notwendig macht.

Der Blick auf die gesamten Daten zeigt, dass ungefähr doppelt so viele Rüden wie Fähen im Straßenverkehr umkommen, mit einer Rate von 2:1 (138 Rüden, 67 Fähen). Bei allen anderen Todesursachen hingegen liegt die Rate bei 1:1 (31 Rüden, 30 Fähen). Zusammengenommen rühren 82 % aller aufgezeichneten Todesfälle bei Rüden und 69 % bei Fähen vom Straßenverkehr (Poledník et al. 2011b).

Daten, ausschließlich aus dem Gebiet von Třeboň (101 Kadaver davon 58 bei Verkehrsunfällen, Roche 2004b), legen eine Verhältnis von getöteten Rüden zu Fähen von 3:1 nahe, wobei ausgewachsene Rüden am häufigsten verunfallen, gefolgt von sub-adulten Rüden, sub-adulten Fähen, adulten Fähen und sehr wenige Welpen beiden Geschlechts (Abb. 8). Ausnahmsweise alle Tiere waren in guter Verfassung, vor allem im Sommer. Ein Vergleich von Todesfällen im Straßenverkehr mit dem Verkehrsaufkommen übers

Jahr und den

Spitzenzeiten

von

Straßenüberquerungen an Brücken zeigte, dass die Häufigkeit von Todesfällen nicht so sehr mit dem Verkehrsaufkommen, als mit der Häufigkeit mit der Fischotter Straßen überquerten, zusammenhing.

Das

heißt,

die

Häufigkeit

von

Straßenverkehrsunfällen

hängt

mit

Verhaltensänderungen der Fischotter zusammen und nicht mit dem Verkehrsaufkommen. Die meisten Unfälle ereignen sich im Spätsommer und Herbst und am wenigsten im Winter, mit einer kleinen Spitze im Frühling. Andere Todesursachen von Fischottern häufen sich im Winter und sind seltener im Sommer (Roche 2004b).

Rüden habe größer Reviere und Aktivitätsbereiche als Fähen und legen daher weitere Strecken zurück, sowohl wenn sie an den Grenzen ihres Reviers patrouillieren, als auch wenn sie auf Futtersuche sind. Das trifft zu einem geringeren Teil auch auf sub-adulte Individuen zu, die sich erst ein eigenes Revier suchen müssen. Rüden überqueren daher häufiger Straßen als die „sesshafteren“ Fähen. Zudem ist der Herbst und, in weit geringerem Maße, auch der Frühling die Saison der Karpfenernte. Viele Teiche sind leer oder doch teilweise leer, wobei die letzteren gute Futterquellen darstellen, wenn die dicht stehenden Fische im seichten Wasser relativ leicht zu fangen sind. Zu dieser Zeit dehnen Fischotter ihre Streifgebiete aus und suchen gute Futterplätze häufiger auf, was insgesamt zu häufigeren Straßenquerungen führen kann.

Illegale Tötungen Es gibt viele Hinweise (besenderte Individuen, persönliche Berichte), dass die Anzahl der Fischotter, die illegal getötet werden, viel höher ist als die Zahl der Kadaver die gefunden werden es vermuten lässt. Zusammen mit den Todesfällen im Straßenverkehr scheinen illegale Tötungen die 52

wichtigsten Faktoren für die Regulierung der Populationen in der Tschechischen Republik zu sein.

Die derzeitigen Auswirkungen dieser illegalen Tötungen ist schwer zu bestimmen, da die Populationen über den Beobachtungszeitraum gewachsen ist und sich ausgebreitet hat und die illegalen Tötungen zudem zeitlich und regional variieren. Wobei das zunehmende Wissen über Naturschutzbelange und die, von der Regierung seit 2000, geleisteten Kompensationszahlungen für Fischotterschäden in Fischteichen, eine Rolle spielen mögen, da vor allem letztere zum Abbau von Spannungen beigetragen können. Auf der anderen Seite expandierte der Fischotter in neue Gebiete, wo zuvor für viele Jahre Schäden unbekannt waren.

Im Verhältnis zum Fallenfang, Erschießen und Erschlagen, dürften Fälle von Vergiftung in den letzten Jahren, mit 15 bestätigten Fällen seit 2006 (Poledník et al. 2011b), zugenommen haben. In 14 Fällen war das, nunmehr illegale, Pestizid Carbofuran die Vergiftungsursache. Einen detaillierten Überblick über die Vergiftungen durch Carbofuran gibt Poledníková et al. 2010. In diesen Fällen wird das Gift für gewöhnlich mittels eines Köders, z.B. einem toten Fisch, angeboten. Allerdings gehen Fischotter sehr selten an tote Fische/Aas und wenn, dann meist im Winter (Roche 2001). In allen Fällen war der Konditionsfaktor sehr gut, was auf gesunde Tiere (z.B. nicht hungernd) hinweist. Zudem wurden in einigen Fällen mehrfach vergiftete Fischotter an der selben Stelle gefunden (Poledník et al. 2011b). Während vergiftete Köder Verwendung finden können (wie auch bei anderen vergifteten Arten, Poledniková et al. 2010), ist es zudem möglich, dass andere, bisher unbekannte, Methoden verwendet werden bzw. dass die Fischotter auf andere Art und Weise dem Gift ausgesetzt werden. Diese Möglichkeit ist derzeit Gegenstand von Untersuchungen.

Während die tschechische Polizei mehrere Fälle von Wildtiervergiftungen mit Carbofuran untersucht hat, wurde bisher niemand verurteilt.

Andere Todesursachen Im Vergleich mit andern Länder (z.B. Kruuk 2006) wurde nur von wenigen Fällen einer Krankheit bei Kadavern von tschechischen Fischottern berichtet. Toman (1995) berichtet von einem bestätigten Fall von Staupe bei einem juvenilen Tier und von einem Darmgeschwür bei einem anderen. Krankheiten sind aber möglicherweise im Datenmaterial sehr unterrepräsentiert, da die Wahrscheinlichkeit ein verendetes Tier zu finden sehr gering ist und es zudem an ausreichend tiefgehenden Autopsien mangelt. Überhaupt ist wenig über die Prävalenzen von Krankheiten Europäischer Fischotter bekannt.

Verlassene Welpen als Gruppe, umfassen Tiere unter einem Jahr (Fischotterwelpen bleiben in der Regel mindestens ein Jahr bei der Fähe) die tot gefunden wurden oder kurz nach dem Fund

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verendeten (lebende Findlinge, die in Gefangenschaft aufgezogen und später wieder ausgewildert wurden, sind nicht inkludiert). Viele dieser Tiere wiesen einen schlechten Konditionsfaktor auf, der auf

Unterernährung

hinweist.

In

einigen

Fällen

wurden

Welpen

nach

starken

Hochwasserereignissen gefunden (Roche 2004b). Das legt nahe, dass die Welpen in der starken Strömung nicht schwimmen konnten und ertranken. In anderen Fällen kann man nur spekulieren, dass die Fähe getötet wurde oder die Welpen absichtlich verlassen wurden, was ausnahmsweise andernorts beobachtet wurde (Kruuk 2006).

Von den 7 Fällen von tödlichen Bissverletzungen, stammten 6 von Hunden und eine von einem anderen Fischotter. Zwei Tiere waren adult (1 Fähe, 1 Rüde) und fünf waren Welpen. Mit einer Ausnahme (Wundinfektion) waren die Bisse die unmittelbare Todesursache. In allen Fällen war der körperliche Zustand schlecht, was bedeuten könnte, dass der Hunger die Otter veranlasste die Nähe menschlicher Siedlungen oder geschützter Teiche mehr als sonst zu suchen. Alternativ können frei laufende Hunde (mit oder ohne Wissen der Halter) Fischotter attackiert oder Baue ausgegraben haben.

Ausgewachsene Fischotter haben keine Feinde (Menschen ausgenommen) in der Tschechischen Republik. Zwei Fälle sind allerdings bekannt (Toman 1995), wobei einer in Tabelle 1 inkludiert ist.

In beiden Fällen handelte es sich um Welpen, eines wurde von einem Fuchs und eines von einem Uhu gerissen.

Weitere Diskussion Speziell der Winter scheint eine belastende Zeit für Fischotter zu sein, in der viele Tiere in schlechter Kondition sind, mit geringem Gewicht und/oder krank. Vor allem betrifft das subdominante Fischotter in suboptimalen Gebieten mit schlechter Nahrungsverfügbarkeit, sei es durch geringe Biomasse, leere Teiche oder Eisbedeckung. Im Winter sind die Energiekosten für Fischotter viel höher, daher müssen sie mehr Zeit für die Futtersuche aufwenden und sind oft tagaktiv. Sie verbringen nicht nur mehr Zeit mit der Nahrungssuche an einem bestimmten Teich, sondern sind auch leichter zu bejagen. Darüber hinaus zwingt sie der Futtermangel zu höheren Risiken, z.B. Eindringen in geschützte Anlagen, wo Hunde freilaufen und eine Flucht nicht einfach ist.

Fähen besetzten tendenziell kleiner Reviere in den besten Habitaten, z.B. Plätze die eine gute Futterversorgung über das ganze Jahr gewährleisten (oft rund um Gruppen von Teichen).

Ausgewachsene Fähen sind daher weniger von winterlichem Futterstress betroffen, genau so wie ihre Welpen, die nahe bei der Fähe bleiben. Subadulte Fähen können länger bei der Mutter bleiben als subadulte Rüden. Jedoch können subadulte Rüden eine Zeit lang in ihrem Geburtsgebiet von

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Futterstelle zu Futterstelle umherstreifen, wobei sie aber den Kontakt zu anderen Fischottern vermeiden. Rüden haben größere Reviere, die in dicht besiedelten Gebieten mit jenen anderer Rüden überlappen. Die Häufigkeit von Revierpatrouillien kann in diesen Gebieten höher sein, ebenso wie die innerartliche Aggression zu Zeiten von Futterstress. Das kann zusätzlich durch temporäre Einwanderer aus nahrungsärmeren Gegenden verstärkt werden (Förster 1996).

Nahrungsspektrum des Fischotters und Jagdverhalten Untersuchungsgebiete Das Nahrungsspektrum von Fischottern ist weltweit relativ gut erforscht. Der Fischotter ist ein Fischspezialist und es ist daher nicht überraschend, dass diese Nahrung im gesamten Verbreitungsgebiet mit einem Anteil von bis zu 70 – 90 % dominiert. Zusätzlich frisst der Fischotter Insekten, Vögel, Reptilien, Amphibien und kleine Säugetiere. Der Anteil, den verschiedene Arten am Nahrungsspektrum haben, variiert stark, sowohl räumlich als auch zeitlich.

Zwischen August 1994 und Juli 1996 wurden im Biospähren Reservat und Landschaftsschutzgebiet von Třeboň in Südböhmen, Nahrungsanalysen beim Fischotter durchgeführt (Roche 2001).

Innerhalb dieses Gebietes wurden drei Habitattypen ausgewählt, um ein möglichst breites Spektrum an Lebensräumen und Nahrungsquellen abzudecken (Abb. 9). Zudem repräsentieren die ausgewählten Habitattypen die drei Hauptlebensräume für Fischotter in der Tschechischen Republik. Die Habitate waren: •

Teich/Fluss – zwei große Teiche (Novy Vdovec und Ženich, jeder ca. 85 ha groß) sowie die Verbindungskanäle von den Teichen zur Lainsitz, ca. 0,5 km Distanz. Diese Teiche werden vorwiegend mit K1 und K2 (in der Studie wurde ein Verhältnis von 1:2 angenommen), mit einigen K0, sowie einer Bandbreite von Nebenfischen z.B. Zander (Sander lucioperca), Hecht (Esox lucius), Rotauge (Rutilus rutilus) besetzt.

•

Teich – ein mittlerer 50 ha großer Teich (Novy u Cepu) und ein in unmittelbarer Nähe gelegener Brut- bzw. Brutstreckteich (< 0,5 ha). Der Teich wird hauptsächlich mit K1 besetzt (für die Studie wurden 100 % angenommen). Die Teiche bekommen ihr Wasser aus dem näheren Einzugsgebiet und die Hauptentwässerungskanäle sind die meiste Zeit des Jahres leer. Diese Probenstelle liegt relativ weit (für Třeboňer Verhältnisse) vom nächsten Gewässer entfernt (> 4 km).

•

Fluss – das westliche Ufer der Lainsitz, 3 km flussabwärts der Ortschaft Suchdol nad Lužnice und die umliegenden Altarme und Tümpel in den Überflutungsgebieten. Diese

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Probenstelle ist relativ weit von den kommerziell bewirtschafteten Teichen entfernt (> 4 km) und wird im Herbst und Frühjahr regelmäßig überflutet. Flussaufwärts der Teiche gelegen, ist dieser Abschnitt von der Teichbewirtschaftung unbeeinflusst und weist eine relativ geringe Fischbiomasse auf (Jurajda & Roche 1994). Kleine Weiler und Dörfer in der Nähe verfügen über kleine „Hobbyteiche“, die im Schnitt 2 ha groß sind. Diese Teiche werden für gewöhnlich mit K1 und K2 in einem Verhältnis von 80:20 besetzt.

Methoden Sammeln von Losungen und Analyse Zwischen August 1994 und Juli 1996 wurden an allen drei Probenstellen frische Losungen (Kot) in ähnlicher Distanz zum Ufer gesammelt. Die Losungen wurden für 24 Stunden in einer Lösung mit Spülmittel eingeweicht, durch ein 0,5mm Sieb gefiltert und unter einem x10 – x25 Binokular untersucht. Um die gefressenen Fische zu bestimmen, wurden für die Diagnostik nützliche Knochen wie Prämaxillare, Dentale, Schlundzähne, Wirbelsäule und Operculum, Bestimmungsschlüssel (Libois et al. 1987, Libois & Hallet-Libois 1988, Knollseisen 1996) und eine private Referenzsammlung von Skeletten, Zähnen und Schuppen verwendet. Rechte und linke Knochen wurden nach Möglichkeit paarweise angeordnet, um eine Mindestanzahl an gefressenen Fischen abschätzen zu können. Diese Methode unterschätzt manchmal größere Fische, da die Knochen dieser Fische nicht mit gefressen werden. Es wurde daher besonders sorgsam auf Schuppen oder Knochenfragmente, die auf große Fische wie Karpfen hinweisen, geachtet. Andere Beutetiere wurden als „nicht-Fisch Beute“ klassifiziert und in Säugetiere, Amphibien, Vögel, Reptilien, Mollusken oder Insekten eingeteilt. Der Diversitätsindex nach Simpson wurde verwendet, um die Vielfalt der saisonal gefressenen Beutetiere zu ermitteln bzw. darzustellen. Die Ernährungsdaten sind als relative Häufigkeit des Vorkommens und relative Biomasse dargestellt. (Für weitere Informationen zu den Methoden siehe Roche 2001) Abschätzung von Fischlänge und Biomasse Die Länge und Biomasse der gefressenen Fische wurde durch Regressionen, basierend auf der Länge der Schädelknochen, Wirbelsäule und Schuppen, berechnet. Die Regressionen für die meisten dieser Knochen wurden aus der Literatur bezogen (Libois et al. 1987, Libois & HalletLibois 1988, Knollseisen 1996); andere, für die im Biospärenreservat dominanten Arten, wurden vom Autor erstellt. Wenn Messungen unmöglich waren, obwohl die Art identifiziert werden konnte (z.B. bei Knochenfragmenten von großen Karpfen), wurden die Altersklasse und das Gewicht durch Vergleich mit der Referenzsammlung geschätzt. Es wurde angenommen, dass der Otter maximal

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500g eines Beutetiers, mit einem ermittelten Gewicht über 500g, frisst (Libois et al. 1991). Für Beutetiere, die keine Fische waren, wurde das Gewicht aus der Literatur ermittelt (Hrabes et al.

1973, Andera & Horacek 1982, Libois et al. 1991). (Für weitere Informationen zu den verwendeten Regressionen siehe Roche 2001) Schätzung des Fischbestands in der Umgebung An den Standorten mit Kanälen oder Flussabschnitten wurden die Fische, so zeitnah wie möglich zur Losungsaufsammlung, durch Elektrobefischung gefangen. Ein Flussabschnitt mit einer Standardlänge von üblicherweise 100 m x 1 m wurde flussaufwärts mit einem batterie- oder generatorbetriebenen Gerät (1000 W, 220-240 V, 1,5-2,5 A pulsierender Gleichstrom mit 60-100 Hz Frequenz) befischt. An allen Probenstellen wurden die betäubten Fische in Aufbewahrungsbottiche transferiert, die Art bestimmt, gemessen, gewogen, repräsentative Schuppen entnommen und wieder ins Wasser zurückgesetzt. Bei der Probenstelle Teich/Fluss wurde zusätzlich ein 75 m2 großes Altwasser der Lainsitz (Lužnice), weniger als 0,5 km entfernt, mit einer Punktprobe befischt. Die Probenstelle Fluss wurde wenn möglich, elektrobefischt. Allerdings war das durch häufige Hochwässer und Überschwemmungen oft nicht, oder nur vom Ufer aus möglich.

Bei den Teichen war es nicht möglich, eine Elektrobefischung durchzuführen und genaue Daten zum Besatz waren auf Grund der semi-intensiven Bewirtschaftung und den langen Produktionszyklen nicht verfügbar. Der Besatz der Teiche (85 ha, 50 ha und 2 ha) wurde daher anhand von Daten der Třeboň Fisheries Ltd. und durch die Teilnahme an Abfischungen geschätzt.

Für den Winter wurde angenommen, dass die Zahlen an allen Probenstellen nur die Hälfte der Werte der anderen Jahreszeiten betragen, da Fische durch leere Teiche oder die Eisdecke weniger verfügbar sind. Obwohl nicht erwartet werden kann, dass die geschätzten Zahlen genau sind, ist die Rangfolge der mittleren relativen Häufigkeit vermutlich nahe an der Realität. Die Längenverteilung und das Gesamtgewicht der Nebenfische in den Teichen (z.B. nicht kommerzielle Karpfenartige wie das Rotauge) wurden anhand von Proben die während des Abfischens genommen wurden geschätzt.

(Für weitere Details siehe Roche 2001).

Beutediversität Fünfundzwanzig Arten wurden als Bestandteil der Otternahrung identifiziert; 19 Fischarten und sechs andere Kategorien, Säugetiere, Amphibien, Vögel, Reptilien, Mollusken und Insekten (Tabelle 2a). Am vielfältigsten war das Nahrungsspektrum an der komplexen Probenstelle Teich/Fluss, am geringsten divers bei der Probenstelle Fluss. Die meisten Kategorien von nichtFisch Beutetieren wurde an der Probenstelle Teich gefunden, die wenigsten beim Fluss. Das könnte

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jedoch auch auf die geringere Menge an gesammelten Losungen bei der Probenstelle Fluss zurückzuführen sein. Simpsons Diversitätsindex (D) zeigt, dass die Probenstelle Fluss die am wenigsten spezialisierte Beutezusammensetzung aufweist, verschiedene Beutetierarten wurden in etwa zu gleichen Teilen gefressen. Der niedrige D-Wert bei der Probenstelle Teich/Fluss weist hingegen auf eine hohe Spezialisierung auf wenige Beutearten hin (Tabelle 2a).

Saisonal gesehen zeigten die an Flüssen gelegenen Probenstellen eine höhere Spezialisierung im Herbst und Winter, und ein vielfältigeres Beuteschema im Frühling (Fluss) und Sommer (Teich/Fluss). Bei der Probenstelle Teich wurde nur eine geringe Variation zwischen den Jahreszeiten, ein leicht geringerer Wert im Winter und ein leicht höhere Wert im Herbst, beobachtet.

Generell gab es daher einen Trend zu einer eher spezialisierten Ernährung in den kalten Jahreszeiten und zu einer mehr diversen Ernährung in den warmen Jahreszeiten.

Bei der Probenstelle Teich/Fluss und bei der Probenstelle Teich dominierten drei Arten (Rotauge, Karpfen und Flussbarsch) das Nahrungsspektrum tendenziell das ganze Jahr über, sowohl hinsichtlich der Häufigkeit, wie auch bei der Biomasse. Alle „anderen Fischarten“ zusammen erreichten kaum die Häufigkeit oder Biomasse dieser drei Arten (Abb. 10).

Rotaugen waren immer die häufigste Beuteart bei der Teich/Fluss Probenstelle, mit Ausnahme des Sommers, wo sie auf dem letzten Platz rangierten.

Bei der Probenstelle Teich waren die Karpfen für gewöhnlich häufiger Beute als die Rotaugen, nur im Herbst fielen sie hinter diese zurück. Karpfen wurden bei der Teich/Fluss Probenstelle am häufigsten im Sommer erbeutet und am wenigsten im Winter, wohingegen sie bei der Teich Probenstelle am häufigsten im Winter und am seltensten im Sommer erbeutet wurden. Bei beiden Probenstellen waren Karpfen jedoch immer der bedeutendste Anteil an der Biomasse.

Flussbarsche wurden ganzjährig nur in geringen Mengen erbeutet, am häufigsten im Sommer bei beiden Probenstellen (Teich und Teich/Fluss).

Andere Fischarten, als die genannten, waren bei beiden Probenstellen relativ unbedeutend, wurden aber bei der Teich/Fluss Probenstelle im Sommer in relativ hohen Zahlen erbeutet.

Karpfen und „andere“ Fische dominierten die Ernährung bei der Fluss Probenstelle das ganze Jahr über. Rotauge und Barsch spielten, bis auf den Herbst, nur eine geringe Rolle (Abb. 10). Karpfen wurden am häufigsten im Winter und am seltensten im Sommer gefangen. „Andere“ Fische wurden hingegen häufiger im Sommer als im Winter erbeutet, was einen Wechsel der Hauptbeutetiere nahelegt. Der Wechsel von hoher relativer Häufigkeit und niedriger Biomasse von „anderen“ Fischen im Winter, zu niedriger relativer Häufigkeit und hoher Biomasse im Sommer legt den 58

Schluss nahe, dass sich die Größe der erbeuteten Fische drastisch verändert. Das war auch bei anderen Probenpunkten mehr oder weniger zu beobachten, z.B. bei Barschen an der Teich/Fluss Probenstelle. Veränderungen in den erbeuteten Arten und der Größe der Beute können auf bestimmte Vorlieben, basierend auf der Häufigkeit oder Verfügbarkeit der Beute, hinweisen. Der Otter könnte seine Nahrungssuche zur Erhöhung der Energieaufnahme anpassen.

Nicht-Fisch Beute wurde an allen drei Probenpunkten am meisten im Sommer und am wenigsten im Winter erbeutet. Weiters war die Spannweite der Beutekategorien im Sommer weiter (siehe Roche 2001). Die Biomasse der Nicht-Fisch Beute war für die Teich/Fluss Probenstelle nur im Herbst bemerkenswert, für die Fluss Probenstelle nur im Frühling und Sommer. Bei der Probenstelle Teich war die Biomasse immer relativ hoch, besonders im Sommer und Herbst. Insekten wurden bei allen Probenstellen erbeutet, waren aber in puncto Biomassen nicht von Bedeutung. Nur Säugetiere (Herbst und Winter bei der Teich/Fluss Probenstelle; Frühling bei der Fluss Probenstelle) und Vögel (Sommer und Herbst bei der Teich/Fluss und Teich Probenstelle, Sommer bei der Fluss Probenstelle) leisteten einen nennenswerten Beitrag zur Gesamtbiomasse.

Vergleich des Nahrugsspektrums des Otters mit der Fischverfügbarkeit Für die Probenstellen Teich und Teich/Fluss waren hohe Zahlen von Rotaugen charakteristisch, entweder als Futterfische für kommerziell wichtige Raubfische besetzt werden, oder natürlich in den umgebenden Bächen und Flüssen (Teich/Fluss Probenstelle) vorkommen. Andere Fischarten wurden häufiger bei der Fluss Probenstelle als bei den Probenstellen Teich und Teich/Fluss gefunden, was die höhere Vielfalt an verfügbaren Fischarten im Fluss und die Distanz zu den Teichen unterstreicht (Abbildung 10). Überraschenderweise machten aber Karpfen (aus den Dorfteichen) einen höheren Teil der verfügbaren Nahrung aus, womöglich wegen der niedrigen Dichte von Beutetieren im Fluss. Barsche waren bei allen Probenstellen in geringen Anteilen vorhanden, trotzdem machten sie oft einen bedeutenden Anteil der Ernährung aus.

Insgesamt wurden Rotaugen bei der Teich/Fluss und Fluss Probenstelle etwa in Relation zu ihrem Vorkommen erbeutet. Bei der Teich Probenstelle wurden Rotaugen hingegen in geringeren Mengen gefressen, als zu erwarten gewesen wäre. Tatsächlich wurden sie an dieser Stelle das ganze Jahr über gemieden. Saisonal zeigten die Teich/Fluss und Fluss Probenstelle im Sommer und Frühling ein ähnliches Muster, eine negative Präferenz für Rotaugen im Sommer und keine Präferenz im Frühling. Im Winter und Herbst hingegen waren die Vorlieben gegensätzlich. Rotaugen wurden im Winter an der Teich/Fluss Probenstelle bevorzugt und bei der Fluss Probenstelle gemieden. Im Herbst hingegen bei der Teich/Fluss Probenstelle gemieden und bei der Fluss Probenstelle bevorzugt gefressen.

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Karpfen wurden bei der Fluss/Teich und der Teich Probenstelle ganzjährig bevorzugt erbeutet. Bei der Fluss Probenstelle wurden sie nur im Winter bevorzugt, im Frühling und Sommer wurden sie gemieden und im Herbst gab es keine Präferenz.

Barsche wurden an allen Probenstellen bevorzugt gefangen. „Andere“ Fischarten wurden im Sommer und Winter an allen Probenstellen tendenziell gemieden, etwas geringer bei der Teich/Fluss Probenstelle und verstärkt an der Fluss Probenstelle. Im Frühling wurden „andere“ Fische an der Fluss Probenstelle allerdings eher bevorzugt, während sie an den anderen Probenstellen gemieden wurden. Im Sommer wurden sie an der Fluss und Teich/Fluss Probenstelle eher bevorzugt erbeutet.

Relative Häufigkeit der Fisch Größenklassen in der Nahrung und Umwelt Die gesamten Ergebnisse (alle Arten zusammen) deuten darauf hin, dass an allen Probenstellen dieselben Größenklassen (von unter 5 cm bis über 25 cm) verfügbar waren (Abb. 11). Bei der Teich/Fluss und Teich Probenstelle waren kleine Fische in der Nahrung jedoch dominant (< 5 cm bei der Teich/Fluss Probenstelle und 5 – 10 cm bei der Teich Probenstelle). Große Fische hatten in allen Fällen eine geringe relative Häufigkeit.

Bei der Fluss Probenstelle waren die Größenklassen tendenziell normalverteilt, mit 10 – 15 cm als dominanter Größenklasse und 15 – 20 cm auf Platz zwei. Saisonal gesehen war die relative Häufigkeit der Größenklassen an allen Probenstellen relative konstant, mit geringem Anstieg der Häufigkeit großer Fische im Frühling und/oder Sommer.

Bei der Teich/Fluss und der Teich Probenstelle wies die relative Häufigkeit der Größenklassen in der Nahrung eine starke Schiefe in Richtung kleiner Fische auf. Kleinere Fische wurden an diesen Probenstellen das ganze Jahr über bevorzugt gefangen. An beiden Probenstellen gab es allerdings eine Tendenz zur Erbeutung höherer Anzahlen der größeren Größenklassen im Frühling und Sommer (Abb. 11), während diese im Winter und Herbst gemieden wurden.

Bei der Fluss Probenstelle orientierte sich die Ernährung an der Verfügbarkeit der Beute. Die Größenklasse 15 – 20 cm war im ganzen Jahr dominant und wurde bevorzugt erbeutet. Die Häufigkeit der kleinen Fische stieg eher im Frühling, wohingegen die Häufigkeit größerer Fisch im Sommer stieg. Kleine Fische wurden bevorzugt im Winter und Frühling gejagt, größerer Fische im Sommer und Herbst.

Zusammengefasst: An allen Probenstellen gemeinsam wurden kleinere Fische daher ganzjährig bevorzugt und größere Mengen an größeren Fischen wurden in den warmen Jahreszeiten erbeutet.

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Rotaugen zeigten an allen Probenstellen eine ähnliche Verteilung der Größenklassen und relativen Häufigkeiten (für die Probenstelle Teich liegen nur Schätzungen vor). Die Größenklasse 15 – 20 cm war immer dominant gefolgt von den Größenklassen 10 – 15 und 5 – 10 cm. Größere Fische wurden nur sehr wenig gefangen. Die Größenklasse < 5cm wurde nur bei der Teich/Fluss Probenstelle im Sommer gefunden. Generell veränderte sich die relative Häufigkeit der Größenklassen das ganze Jahr über nur sehr gering. Bei der Teich/Fluss und der Teich Probenstelle dominierten die kleinsten Größenklassen in der Nahrung, auch wenn diese im Gewässer nicht gefunden wurden. Nur im Sommer wurde eine höhere Anzahl von größeren Rotaugen erbeutet. Bei der Fluss Probenstelle stimmte die dominante Größenklasse bei den Rotaugen immer mit jener der Lebensraum überein. Die Ausnahme bildet der Frühling, wo große Zahlen sehr kleiner Fische erbeutet wurden (< 5cm Größenklasse). An allen drei Probenstellen wurden bei Rotaugen kleinere Größenklassen bevorzugt erbeutet.

Die in der Nahrung vorgefunden Karpfen stimmten mit dem Vorkommen überein, das im Lebensraum vermutet wurde. In allen Fällen scheint eine Vorliebe für die kleineren verfügbaren Größenklassen zu bestehen. Saisonal war bei der Teich/Fluss und Teich Probenstelle eine Tendenz zu kleineren Karpfen im Herbst und Winter (< 5cm) und größeren Karpfen im Frühling und Sommer festzustellen. Bei der Flussprobenstelle bestand das Nahrungsspektrum bei Karpfen nahezu ausschließlich aus den kleinen, aber häufigen Größenklassen (< 5cm). Nur im Frühling wurden Karpfen aus der Größenklasse 5 – 10 cm gefunden. Generell wurden kleinere Größenklassen bevorzugt, wenn vorhanden. Größere Karpfen wurden bei der Teich/Fluss und Teich Probenstelle eher in den wärmeren Jahreszeiten gefangen, und im Winter und Frühling bei der Fluss Probenstelle (aber in geringer Zahl).

Die Verfügbarkeit von Flussbarsch war bei den drei Probenstellen unterschiedlich. Drei Größenklassen, von 5 – 10 bis 15 – 20 cm waren bei der Teich/Fluss Probenstelle immer verfügbar.

Größere Fische (über 25 cm) waren hauptsächlich im Frühling aber auch im Sommer und Herbst verfügbar. Während die 10 – 15cm Größenklasse dazu tendierte das ganze Jahr über zu dominieren, gab es einen Anstieg der Verfügbarkeit größerer Fische im Frühling und einen Anstieg kleinerer Fische im Herbst. In der Nahrung dominierte hingegen die 5 – 10 cm Größenklasse das ganze Jahr über und die saisonale Variation war gering. Bei der Teich Probenstelle wurde angenommen, dass eine Größenklasse vorhanden ist (15 – 20 cm). Allerdings wurden tatsächlich nur die drei kleinsten Größenklassen gefressen. Bei der Probenstelle Fluss waren dieselben drei Größenklassen vorhanden wie bei der Teich/Fluss Probenstelle. Im Winter wurden aber nur kleine Fische gefunden und im Frühling nur die größeren. Im Sommer und Herbst waren alle drei Klassen verfügbar, wobei 61

die 15 – 20 cm Größenklasse vorherrschte. An allen drei Probenstellen dominierten kleinere Fische die Nahrung, am häufigsten wurde die 5 – 10 cm Größenklasse erbeutet. Obwohl es kein klares Muster gab, wurden größere Fische eher im Sommer erbeutet. Die kleineren Größenklassen wurden an allen drei Probenstellen bevorzugt erbeutet, wenn die Nahrung mit der Verfügbarkeit übereinstimmte.

Die Verfügbarkeit „anderer Fischarten“ war je nach Probenstelle unterschiedlich. Bei der Teich/Fluss Probenstelle waren vier Größenklassen das ganze Jahr verfügbar, wobei die 5 – 10 und die 15 – 20 cm Größenklassen dominierten. Während des Sommers waren große Mengen an Fischen > 25 cm verfügbar. Die Ernährung konzentrierte sich jedoch ganzjährig auf kleinere Fische.

Die meisten Fische < 5 cm wurden im Winter und Sommer erbeutet, 5 – 10cm im Herbst und Frühling. Bei der Teich Probenstelle wurde angenommen, dass drei Größenklassen verfügbar sind, mit einem leichten Anstieg größerer Fische im Frühling. Die gefressenen Fische waren fast alle aus den kleineren Größenklassen, jedoch mit einem Trend zu größeren Fischen im Frühling und Sommer. Fische über 25 cm Länge wurden nur im Sommer erbeutet. Bei der Fluss Probenstelle waren alle Größenklassen verfügbar, die mittleren und größeren Größenklassen waren gleich häufig. Generell hielt sich dieses Muster das ganze Jahr über, jedoch mit einer leichten Verschiebung zu einer höheren Verfügbarkeit an größeren Fischen im Frühling und Sommer.

Im Frühling und Sommer spiegelte die Zusammensetzung der Nahrung generell die Verfügbarkeit wieder. Im Sommer und Herbst hingegen gab es einen auffälligen Wechsel zu größeren Fischen, im Herbst wurden nur Fischer über 25 cm erbeutet. Generell wurden kleinere Größenklassen immer bevorzugt gefangen. Bei der Fluss Probenstelle wurden im Winter und Fluss hingegen fast alle Größenklassen ohne Unterschied gefangen, es wurde also jeder Fisch, der gefunden werden konnte, erbeutet. Ein generelles Prinzip war, dass kleine Größenklassen bei allen Beutearten präferiert und bevorzugt gejagt wurden. Im Frühling und speziell im Sommer fand eine Verschiebung in Richtung größerer Fische statt. Nur bei der Probenstelle Fluss wurden alle Größenklassen von anderen Fischen ohne Unterschied fast das gesamte Jahr gejagt.

Jagdverhalten Das Nahrungsspektrum des Fischotters enthielt immer ein Spektrum kommerziell bedeutender Teichfische (Karpfen) und kommerziell unbedeutender Fische, auch wenn die Probenstelle weit entfernt von einem Teich oder Fluss lag. Das streicht die Vorliebe des Fischotters für eine Reihe von verschiedenen Futterplätzen in seinem Revier hervor. Das schafft Sicherheit in Zeiten geringer Nahrungsverfügbarkeit (z.B. während des Abfischens) und erlaubt es dem Otter auch von Überflüssen (z.B.: Überwinterungsteiche oder Laichschwärme) zu profitieren. Es stellt auch sicher, 62

dass der Fischotter die einzelnen Futterplätze nicht ausbeutet.

Die Angreifbarkeit eines Fisches hängt davon ab, ob er nacht- bzw. tagaktiv ist, sich im Freiwasser oder in Deckung befindet (Carss 1995). Adulte Fische sind oft verwundbarer wenn sie gerade aktiv werden und junge Fische wenn sie für die Nacht Schutz suchen (Copp & Jurajda 1993).

Die Bedeutung junger Rotaugen bei der Probenstelle Teich/Fluss im Spätsommer und Frühherbst, wenn im Zuge der Abfischung große Mengen in den Ablaufgräben auftreten, erklärt sich dadurch, dass diese Fische in den engen Gräben zwar einen gewissen Schutz vor räuberischen Fischen finden, in diesem beengten Raum aber zu einer leichten und attraktiven Beute für den Fischotter werden. Tatsächlich legte diese Studie dar, dass kleine Fische generell ein bevorzugtes Beuteobjekt des Fischotters sind, besonders bei der Probenstelle Teich/Fluss. Während Flussbarsche bei allen Probenstellen nur in geringen relativen Zahlen vorkommen, stellten sie trotzdem einen bedeutenden Anteil der Nahrung dar, was frühere Studien bestätigen. Raubfische werden generell im Morgengrauen und der Abenddämmerung aktiv, wenn Beutefische schlechter sehen können. Das ist auch die Zeit in der der Fischotter bevorzugt jagt. Es ist daher sehr wahrscheinlich, dass Barsche, die eine für den Otter ideale Größe haben, gerade zu dieser Zeit für ihn am meisten verfügbar werden. Aus diesem Grund können Flussbarsche auch bei einer Elektrobefischung während des Tages unterschätzt werden.

Es besteht im Allgemeinen die Annahme, dass Fischotter Fische zwischen 10 und 20 cm bevorzugen und Fische in Relation zu deren Vorkommen im Lebensraum erbeuten (siehe Chanin 1988). In der gegenständlichen Studie hingegen wurden kleine Fische immer häufiger gefangen (Teich/Fluss < 5 cm; Teich = 5 – 10 cm), außer im Sommer wo eine Verschiebung zu größeren Fischen stattfand (aber die 5 – 10 cm Größenklasse blieb vorherrschend). Nur an der Probenstelle Fluss stimmten die bejagten Größenklassen mit den im Lebensraum vorhandenen ungefähr überein.

Die bevorzugt erbeutete Größenklasse war 15 – 20 cm. Auch wenn zwei Größenklassen von Karpfen vorhanden waren, wurde die kleinere bevorzugt gefangen. Bei Studien in kleineren Fischteichen im Böhmisch-Mährischen Hochland und Österreich fanden Knollseisen (1955) und Polednik et al. (2007a), dass Otter dazu tendieren Fische unter 10 cm zu fangen und obwohl grundsätzlich Karpfen jeder Größe erbeutet werden, werden kleinere Karpfen am häufigsten gefangen. Allerdings weist Adámek et al. (2003) darauf hin, dass große Karpfen bei der Losungsanalyse unterschätzt werden. Die Kadaver werden gelegentlich am Ufer zurückgelassen und nur teilweise gefressen (oft werden keine harten Bestandteile gefressen). In einer Studie über die Ernährung im Herbst in kleinen Bächen Südböhmens, bemerkte auch Jurajda et al. (1996), dass a) die meisten gefressenen Fische < 20 cm waren; b) „nicht-Fisch“ Beute, besonders kleine Säuger 63

und Vögel, bis zu 38 % der Beute ausmachen kann; und c) erbeutete Arten und Größen den im Lebensraum vorhandenen ähneln, so wie bei der Probenstelle Fluss in der Třeboň Studie.

Bei bestimmten Fischarten ändert sich die Aktivität saisonal, entweder zum Laichen oder Überwintern. Viele Süßwasserarten (z.B.: Rotaugen) versammeln sich im späten Frühling bis Frühsommer in großer Zahl, um in seichten Uferzonen abzulaichen. Aufgrund ihrer hohen Anzahl und schlechten Kondition nach dem Ablaichen, können solche Fische eine bevorzugte Beute des Otters werden, dadurch kann möglicherweise auch die Zunahme größerer Arten im Nahrungsspektrum im Frühjahr und Sommer erklärt werden. Wenn die Temperaturen fallen, werden viele Arten umgekehrt inaktiv und bilden große Schwärme in Becken und Buchten. Manche, wie der Karpfen, ruhen am Grund des Teichs in einer Art Halb-Winterschlaf. Dadurch werden diese Arten zu einer einfachen Nahrungsquelle für den Fischotter, zu einer Zeit wenn Beute generell rar ist.

Um dem Absinken des Sauerstoffgehalts unter der Eisdecke im Winter entgegen zu wirken, schneidet die Třeboň Fisheries Ltd. große Löcher in das Eis. In milden Wintern mit geringem Schneefall dürfen viele Teiche, bis auf jene mit den empfindlichsten Fischen, hingegen zufrieren.

Das dürfte eine wichtige Futterquelle für den Otter zunichte machen, besonders wenn sein Revier um solche Teiche herum angelegt ist und das Habitat andere große Beutequellen vermissen lässt.

Die Flussabschnitte an der Teich/Fluss und Fluss Probenstelle hingegen beinhalten schnell fließende Abschnitte und es stehen daher den ganzen Winter offene Wasserflächen zur Verfügung. Bei der Teich und Fluss Probenstelle, wo Futter im Winter beschränkt verfügbar ist, stieg die Jagd auf Karpfen auf den höchsten Wert. Bei der Teich/Fluss Probenstelle hingegen, wo Nahrung auch im Winter immer verfügbar war, sank die Jagd auf Karpfen auf den niedrigsten Wert. Umgekehrt stieg der Anteil der Rotaugen an der Nahrung, an dieser Probenstelle, im Winter auf den höchsten Wert.

Das würde nahelegen, dass Fischotter an der Teich/Fluss Probenstelle ihre Hauptjagdgründe in stehende Gewässer und Nebenarme verlegten und im Winter bevorzugt überwinternde Rotaugen erbeuteten. Beobachtungen von Föerster (1996) bestätigen das. Er fand heraus, dass der Jagderfolg des Otters höher ist, wenn er den Winter in stehenden Gewässern und Nebenarmen der Flüsse, als im Teich verbringt.

Die Nahrungssuche im kalten Wasser bringt für den Otter einen erheblichen Energieaufwand mit sich. Unter bestimmten Umständen können Otter daher nahrungslimitiert und anfällig für Schwankungen in der Nahrungsverfügbarkeit sein. Das heißt, dass bestimmte Jagdgebiete in Zeiten niedriger Beuteverfügbarkeit oder niedriger Wassertemperaturen unrentabel werden können, besonders im Hochland. In diesen Zeiten müssen Otter ihre Streifzüge ausweiten, in anderen 64

Habitaten jagen oder auf andere, weniger bevorzugte, Beute umstellen (Roche 1997). Föerster (1996) schätzte, dass während der Untersuchungen alle Otter im Umkreis von 16 km die Stillwasserzonen von Gewässern zu einer gewissen Zeit im Winter besuchten um zu fressen, besonders in den kältesten Monaten, Jänner und Februar. Zumindest elf verschiedene Otter benutzten die Stelle, zumeist Weibchen mit Jungen (Föerster 1996). Heggegberget (1994) fand heraus, dass weibliche Otter kleinere Fische fraßen als die die sie für ihre Jungen fingen. Da große Fische zuerst zum Ufer gebracht werden müssen, um sie zu überwältigen und zu fressen und kleine Fische üblicherweise im Wasser gefressen werden (Kruuk 1995), senkt dies den Energieaufwand des Weibchens beträchtlich, weil die Zeit effektiver genutzt werden kann. Dieses Verhalten spiegelt den erhöhten Energiebedarf des Weibchens im Winter wieder, wenn die Jungen noch unerfahrene Jäger sind. Wenn die Temperaturen fallen, steigt der Energiebedarf der Otter beträchtlich (Kruuk & Carss 1996) und da geschätzt wird, dass Otter ungefähr 12 – 15% ihres Körpergewichts (im Winter vermutlich noch mehr) dazu benötigen, um ihre Körpermasse zu erhalten (Carss et al. 1990, Chanin 1988, Kruuk et al. 1993), kann erwartet werden, dass sie die effizientesten Jagdmethoden verwenden. Es erscheint so, dass in diesem Fall die extrem hohe Konzentration von leicht zu fangendem Fisch, die Stillwasserzonen zu einem so profitablen Jagdgebiet macht. In harten Wintern fressen nicht nur lokale Otter fast ausschließlich an diesen Stellen, sondern diese tolerieren auch die Anwesenheit andere Otter, zumindest bis sich die Verhältnisse wieder bessern. Die auf Besuch befindlichen Otter können dadurch, zu einer Zeit in der Nahrung in ihren eigenen Revieren knapp ist, nicht nur sich selbst sondern auch ihre Jungen ernähren. Nicht alle Otter im Gebiet nutzten die Bucht als ihre Hauptnahrungsquelle, aber es ist möglich, dass jene die dies nicht taten, von der Abwesenheit anderer Otter, durch zeitlich erweiterte Reviere und verfügbarer Nahrung in Teichen, profitiert haben. Dieses Verhalten konnte nur in sehr harten Wintern beobachtet werden, niemals in „normalen“ Wintern.

Um in einem zugefrorenen Teich im Winter zu jagen, muss der Otter unter dem Eis schwimmen bevor er einen Fisch fängt und danach zu seinem Einstiegspunkt zurückkehren. Das ist klarerweise ein aufwendiger Prozess, der Energie kostet. Zudem steigen die Energiekosten im Winter zusätzlich mit der Notwendigkeit die Körpertemperatur aufrecht zu erhalten. Man würde daher erwarten, dass der Otter, falls keine profitableren Jagdgebiete (Stillwasserzonen) vorhanden sind, die zu dieser Zeit profitabelsten Fische im Teich (oder Fluss) jagt. Tatsächlich stieg die Jagd auf Karpfen im Winter bei ertragsarmen Stellen im Biosphärenreservat stark an (z.B.: die Teich und Fluss Probenstelle).

Obwohl die Otter der Fluss Probenstelle gewisse Distanzen überwinden mussten, um ihre Jagd auf Karpfen im Winter auszuweiten, kehrten sie gewöhnlich zur Kernregion ihrer Reviere zurück und

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fingen zahlreiche, in Stillwasserzonen und Kolken überwinternde, Cypriniden. Dieses „Central Place Foraging“ (Begon & Mortimer 1986) setzt relativ kleine Reviere voraus und ist nur möglich, wenn die Beute in hoher Stückzahl verfügbar und zerstreut in der Landschaft verteilt ist. Um solche profitablen Futterstellen zu nutzen, muss der Otter seine, in Flusslandschaften für gewöhnlich linienförmigen Jagdgründe (Roche et al. 1995), bedeutend vergrößern, oder ganzjährig ein größeres Revier unterhalten und bestimmte Regionen (profitable Futterstellen) im Winter öfter als gewöhnlich aufsuchen. Bei einer heterogenen Landschaft kann das zu einer temporären Ansammlung von Ottern an solchen profitablen Futterstellen führen, wie dies an der Teich/Fluss Probenstelle beobachtet werden konnte.

Kruuk (1995) behauptete, dass in Zeiten geringer Nahrungsverfügbarkeit weniger beliebte Beutetiere (alles außer Fisch) öfter in der Nahrung zu finden sind, im Zuge der Untersuchungen im Biosphärenreservat war solche Beute im Winter allerdings fast nie in der Nahrung zu finden.

Obwohl Fische saisonal in manchen Gegenden des Biosphärenreservats manchmal weniger häufig (oder verfügbar) waren, schienen sie niemals limitierend zu sein.

Bei seiner Studie der Ernährung von Ottern in kleinen Teichen entlang der österreichischtschechischen Grenze, bemerkte Polednik et al. (2007a) eine hohe Variation (10 – 90%, im Mittel 35 %) im Anteil kommerzieller Fische in der Nahrung der Otter. „Nicht-Fisch“ Beute wie Amphibien (Frösche – Maximum 49%) und Krebse (maximal 40%) waren oft die größte Gruppe alternativer Beutetiere. Die Autoren kommen nicht nur zum Schluss, dass eine hohe Häufigkeit von Ottersichtungen an einem Teich und eine hohe Anzahl von Otterspuren nicht unbedingt auf einen hohen Schaden bei kommerziellen Fischen schließen lassen, sondern auch dass, wie in dieser Studie, die Jagd auf kommerzielle Fische durch die gute Verfügbarkeit alternativer Nahrung verringert werden kann.

Otter scheinen in Südböhmen in einer optimalen Weise zu jagen. Sie wechseln Beute und Jagdgebiet in Reaktion auf Veränderungen in der Rentabilität. Otter verwenden jene Jagdgründe, die sowohl räumlich als auch zeitlich (innerhalb des Reviers, innerhalb der Futterstellen und/oder saisonal) die profitabelste Beute bieten und maximieren dadurch ihre Nettoenergieaufnahmerate.

Hauptaussagen •

Fische waren die Hauptbeute bei allen Probenstellen, mit einem Anteil von immer über 85% in der Nahrung. Der Fischotter hatte immer eine Reihe an kommerziellen Teichfischen (Karpfen) und nicht kommerziellen Arten im Nahrungsspektrum, auch wenn der Aufsammlungsort weit von einem Fischteich oder Fluss entfernt lag. Daszeigt die Vorliebe 66

des Otters für eine Reihe unterschiedlicher Futterplätzen in seinem Revier. Das schafft Sicherheit in Zeiten geringer Nahrungsverfügbarkeit (z.B. während des Abfischens) und erlaubt es dem Otter auch von Überflüssen (z.B.: Überwinterung oder Laichschwärme) zu profitieren. Zudem beutet der Otter aif diese Weise seine Nahrungsgrundlage nicht zu stark aus.

•

In den kälteren Jahreszeiten tendierten Otter an der Teich/Fluss und Teich Probenstelle dazu eine größere Artenvielfalt an Fischen ins Nahrungsspktrum aufzunehmen. Bei der Fluss Probenstelle fing der Otter weniger Arten und spezialisierte sich mehr. Obwohl Rotaugen tendenziell die am häufigsten gefangen Fische war, trugen Karpfen (insgesamt und saisonal) am meisten zur Biomasse bei (Teich/Fluss und Teich Probenstelle). Bei der Fluss Probenstelle stellten andere Fische allerdings den größten Anteil an der Biomasse insgesamt.

•

„Nicht-Fisch“ Beute wurde an allen Probenstellen in niedriger relativer Häufigkeit gefangen, außer im Sommer. Insekten waren an allen Probenstellen die am häufigsten gefressene Beuteklasse in den warmen Jahreszeiten, im Bezug auf die Biomasse aber vernachlässigbar. In den warmen Jahreszeiten war die „nicht-Fisch“ Biomasse relativ hoch, Vögel und Säuger machten davon den Großteil aus.

•

An allen Probenstellen wurden Fische jeder Größe gefangen (< 5 cm bis > 25 cm). Bei der Teich/Fluss Probenstelle und Teich Probenstelle wurden kleine Fische jedoch am häufigsten gefangen. Im Frühling/Sommer gab es eine Verschiebung zu größeren Fischen (aber die 5 – 10cm Größenklasse blieb dominant). Nur an der Fluss Probenstelle entsprachen die gejagten Größenklassen in etwa jenen im Lebensraum Die dominante Beuteklasse war 15 – 20 cm.

Kleine Fische wurden bevorzugt im Winter gefangen, wenn vorhanden, da die „Bearbeitungszeit“ pro Fisch gering ist und dadurch der Energieverbrauch niedrig gehalten werden kann. In warmen Monaten ist der Energiebedarf generell niedriger und große Fische wurden häufiger gefangen.

•

Bei der Teich und der Fluss Probenstelle, wo Nahrung im Winter limitiert sein kann, stieg die Jagd auf Karpfen im Winter an, wohingegen bei der Teich/Fluss Probenstelle, wo Nahrung im Winter immer verfügbar ist, die Jagd auf Karpfen auf das niedrigste Niveau sank.

•

Wenn Teiche mit einem Fluss oder Gerinne verbunden sind, kann der Zeitpunkt der Abfischung einen starken Einfluss auf die Verfügbarkeit von Fischbiomasse rund um den Teich im Herbst und Winter haben. Eine große Zahl an kleinen Fischen stellt ein attraktives 67

Nahrungsangebot für den Otter dar und reduziert die Anzahl an gefressenen wirtschaftlich bedeutenden Fischen. Tatsächlich werden kleine nichtkommerzielle Arten vom Otter immer erbeutet wenn sie verfügbar sind und senken nachweislich die Jagd auf größere kommerzielle Arten.

•

Otter reagieren auf Änderungen der Rentabilität von Futterplätzen oder Beutearten. Sie nutzen die Futterplätze, die die profitabelste Beute bieten, sowohl räumlich als auch zeitlich gesehen (innerhalb des Reviers, innerhalb der Futterstellen und/oder saisonal). In anderen Worten maximieren sie ihre Nettoenergieaufnahmerate über die Zeit, in dem sie Futterplätze oder Beutetypen wechseln.

Die Fischzucht in der Tschechischen Republik Die Teichwirtschaft hat in der Tschechischen Republik eine lange Tradition, die bis ins 13.

Jahrhundert zurückgeht. Zurzeit gibt es im Land etwa 50.000 Teiche mit einer Gesamtfläche von ca.

520 km2. Generell gibt es zwei unterschiedliche Arten der Teichbewirtschaftung, die sich, vor allem durch die Größe der Teiche und die Produktivität der Teiche, unterscheiden. Der größte Teil der produktiven Karpfenteiche liegt entlang des Tieflandflusses Lainsitz (Lužnice) in Südböhmen, während die höher gelegenen Teiche im böhmisch-mährischen Hochland und an den Rändern Südböhmens eher klein, verstreut und von niedriger Produktivität sind, ähnlich zu den Teichen in Österreich (Abb. 11).

In Südböhmen hat sich, während mehr als sieben Jahrhunderten der Bewirtschaftung, ein komplexes Netzwerk von verbundenen Teichen, Zu- und Ableitungskanälen, Bächen, Marschen, Mooren und Feuchtwiesen zu einem einzigartigen und höchst produktiven künstlichen Feuchtgebietslebensraum entwickelt. Die 460 künstlichen Teiche im Třeboň Biosphären Reservat und Landschaftsschutzgebiet (Třeboň BR & PLA), reichen zum Beispiel von 0,1 bis 450 ha und bedecken insgesamt über 7.000 ha, das sind ungefähr 10 % der Fläche der Třeboň BR & PLA. Die Teiche sowie die umliegenden Kanäle, Flüsse und Kleingewässer sind hochproduktiv und beinhalten eine dichte Populationen an Fischen, Amphibien und Vögeln. Ungefähr 84 % dieser Teiche (6.289 ha) werden von einem Unternehmen der Třeboň Fisheries Ltd verwaltet. Die meisten Teiche haben naturnahe Ufer, umgeben von Wald und Sträuchern, die eine wichtige Barriere gegen Einträge aus der Landwirtschaft darstellen und den optischen Anreiz erhöhen, sowie mit einer hohen Biodiversität der Feuchtgebiete und Lebensräume einen bedeutenden Wert für die Umwelt darstellen. Gleichzeitig sind sie ein wichtiger Teil des traditionellen, kulturellen und landschaftlichen Erbes der Region. Auf der einen Seite die Balance der hohen natürlichen 68

Biodiversität und wertvolle natürliche Lebensräume zu bewahren und auf der anderen Seite einen profitablen Wirtschaftszweig zu entwickeln, hat zu unvermeidlichen Konflikten geführt (Roche 2001, 2004).

Fischzucht in höher gelegenen Teichen ist weit weniger produktiv und die Teiche sind aufgrund geomorphologischer und klimatischer Randbedingungen über eine große Fläche verteilt. Die Teiche sind viel kleiner (typischerweise 0,1 – 1 ha), haben kahle Ufer und sind gewöhnlich ausschließlich mit Karpfen besetzt, allerdings können auch geringe Mengen von Schleie, Hecht und Zander besetzt werden. Die Teiche werden normalerweise nach einer längeren Zeit (2 – 3 Jahre und mehr) als die Tieflandteiche abgefischt. In den letzten drei Jahrzehnten wurden in dieser Region viele neue Teiche angelegt, da der gesteigerte Wohlstand zu einer größeren Zahl an „Hobby“-Teichwirten geführt hat.

Teichwirtschaft im Flachland umfasst generell drei Schritte in der Teichbewirtschaftung, welche seit ihrer Entwicklung im 14. Jahrhundert weitgehend unverändert geblieben sind. Karpfen werden nacheinander in drei Gruppen von Teichen aufgezogen, die entweder jährlich oder alle zwei Jahre abgefischt werden. Aufzuchtteiche sind bis zu 1 ha groß und 0,5 m tief (und werden später im Jahr oft als Überwinterungsteiche, mit höherer Wassertiefe, genutzt) und produzieren die Fische des ersten Jahres. Teiche zum Übersommern sind bis zu 10 ha groß, dort werden die 2-jährigen Karpfen aufgezogen. Abwachsteiche mit zumindest 50 – 100 ha Fläche und 2 m Tiefe werden mit 2-jährigen Fischen besetzt, die zu 3-4 jährigen Fischen mit einem Verkaufsgewicht von 1,5-3 kg heranwachsen (Edwards 2007, Roche 2004a).

Die typische Polykultur wird dominiert vom Karpfen (50 – 90 %), gefolgt von asiatischen Karpfen (Marmorkarpfen (Hypophthalmichthys nobilis), Graskarpfen (Ctenopharyngodon idella), und Silberkarpfen (Hypophthalmichthys molitrix)) mit 10 – 30 %, einigen wenigen Prozenten an Raubfischen (Hecht, Zander und europäischen Wels) und anderen Arten wie Schleien. Weißfische wie Rotaugen und Güster werden häufig als Beutefische für die Raubfische besetzt.

Um die 70 – 75 % der Nahrung für die Fische stammt von proteinreicher Naturnahrung (Plankton, Benthos) und 25 – 30 % von Zufütterung mit energiereichem Getreide (Gerste, Mais, Weizen).

Gewöhnlich wird Rindermist verwendet um die Teiche zu düngen, auch Schweine- und Geflügelmist kann in Gebieten verwendet werden, wo das Vieh in Bodenhaltung aufgezogen wird.

Auf manchen der größeren Teiche wurde sehr intensive Entenzucht betrieben, aber Krankheitsausbrüche in der Vergangenheit haben diese Praxis wieder vermindert. Die meisten Enten werden aufgezogen um spezielle Teiche für Jäger zu besetzten. (Roche 2001, 2004).

Fische werden im Frühjahr, Sommer und (hauptsächlich) im Herbst mit Wadennetzen gefangen. Bei 69

der letzten Ernte zum Ende des Jahres, wird der Wasserstand des Teiches abgesenkt und die Fische sind dazu gezwungen in die Fischgrube zu schwimmen. Die Erträge sind relativ gering, sie reichen von 600 – 1.500 kg/ha in großen Teichsystemen bis zu 300 – 600 kg/ha in kleineren Teichen (Edwards 2007). Während des Winters bleiben etwa 23 % der Teiche leer, um den Boden regenerieren zu lassen und Parasiten abzutöten. Die größte Menge der Karpfenproduktion wird zu Weihnachten, für das traditionelle Weihnachtsabendessen, lebend verkauft. In den vergangenen Jahren hat die Nachfrage im Land jedoch nachgelassen, da sich die Geschmäcker verändern. Der Großteil der Karpfen wird nun exportiert. Die veränderten wirtschaftlichen Gegebenheiten der Karpfenteichwirtschaft hat einige Teichbesitzer auch dazu bewogen, auf neue Produktionsbereich umzustellen. Manche Teiche werden zu Angelteichen gemacht, speziell für das immer beliebtere Sportfischen auf Karpfen.

Schäden am Fischbestand Interessenvertreter Es gibt eine ganze Reihe an Interessensgruppen wenn von Otterschäden an Fischteichen die Rede ist. Jede davon hat eine andere Ansicht dazu wie a) Schäden beurteilt, vermieden und/oder kompensiert werden und zu b) Otterschutz und Schutzmaßnahmen generell.

Hauptberufliche Teichwirte, die ihr Geld primär mit Aquakultur (Karpfen) verdienen, sind eher im Flachland von Südböhmen angesiedelt. Die meisten sind Mitglieder von Firmen oder Organisationen und die Teiche sind meist mittel bis groß und in verbundenen Teichsystemen konzentriert. Teilzeit oder „Hobby“-Teichwirte besitzen meist nur ein paar kleine Teiche, die über ein ganzes Flusssystem verteilt sind. Moravcová (2002) bemerkte dass 93 % der kleinen Teiche < 5 ha, und 65 % davon weniger als 1 ha groß sind. Die Mehrheit davon liegt in höher gelegenen landoder forstwirtschaftlichen Landstrichen, die verglichen mit dem Flachland, weniger gute Bedingungen bieten. Obwohl der tschechische Teichwirteverband für alle offen steht, sind seine Mitglieder vor allem professionelle Teichwirte mit großen oder mittleren Teichen.

Die tschechische und mährische Fischerunion zusammen vertreten mehr als 300.000 Angler. Die Vereine sind in lokalen und regionalen Gruppen organisiert die von einer Zentralstelle koordiniert werden. Fischerei findet in fast allen Fließgewässern und ausgewählten Stauseen und Teichen statt.

Zusätzlich Angelfischerei, besitzen oder pachten viele Ortsgruppen Teiche zur Produktion von Karpfen oder andere Arten, die dem Besatz von leergefischten Gewässern oder dem Verkauf dienen (Poledníková et al. 2006).

70

Staatliche Organisationen, einschließlich des Umweltministeriums, die für die Umsetzung und Adaptierung von Gesetzen (einschließlich das Hinzufügen von Ausnahmen), die die Natur betreffen (inkl. Otter) zuständig sind, das Landwirtschaftsministerium, dass Förderungen an die Teichwirte vergibt und landwirtschaftliche Belange betreut, lokale und regionale Behörden, die die Kompensationsgesetze vor Ort umsetzen und die Agentur für Natur- und Landschaftsschutz, das ausführende Organ des Umweltministeriums, die den Schutzstatus einer Spezies festlegt, erstellen Managementpläne (in Kooperation mit NGOs und Wissenschaftlern), etc. Im Jahr 1988 gründete die Agentur eine Station für Tierschutz für die Aufzucht und Wiedereingliederung von verlassenen und verletzten Tieren (besonders Otter), Naturschutzforschung und Öffentlichkeitsarbeit. Die Station wird zurzeit privatwirtschaftlich betrieben.

Zwei bedeutende NGOs waren in viele Aspekte des Otterschutzes und der Teichwirtschaft involviert, der „Czech Otter Foundation Fund“ (gegründet 1993) und „Alka Wildlife o.p.s.“ (gegründet 2007). Die „Foundation“ ist zur Zeit vor allem in der Ausbildung, bei Veröffentlichung, im Monitoring und bei der Bereitstellung von Expertengutachten zu Schadensansprüchen tätig, während

„Alka“

die

meisten

wissenschaftlichen Aktivitäten

und

die

Erstellung

der

Ottermanagementpläne übernommen hat.

Einige höhere Bildungs- und Forschungsanstalten waren auch involviert, entweder alleine oder in Kooperation mit den oben genannten Organisationen. Von diesen verdienen folgende eine lobende Erwähnung: Die Akademie der Wissenschaften der Tschechischen Republik, die Fakultät für Fischerei und Gewässerschutz (Vodňany), die Berufsfischerschule in Třeboň, und verschiedene Universitäten (z.B.: Masaryk (Brünn), Palacký (Olmütz), und die Universität von Südböhmen, Budweis.

Sichtweisen der Interessenvertreter Für eine erfolgreiche Anwendung und zukünftige Verbesserung von Ausgleichsmaßnahmen, die sich auf Konflikte zwischen geschützten Arten und menschlicher (wirtschaftlicher) Aktivität konzentrieren, ist es unumgänglich, die Einstellung der Interessenvertreter zu Schutzstrategien und Maßnahmen zur Schadensbegrenzung zu verstehen. Um sich mit diesem Problem zu befassen, wurde in der Tschechischen Republik eine Reihe von großen Fragebogen/Interview-basierten Studien durchgeführt, welche die Meinungen, Vorstellungen und den Wissensumfang der Teichwirte, Angler und Schutzorgane in Bezug auf das Jagdverhalten des Otters erheben sollten (Novotná 1998, Moravcová 2002, Spurný et al. 2003, Václavíková et al. 2011; siehe auch Poledníková et al. 2006 für eine weiterführende Diskussion). Allgemein sind die Ergebnisse dieser 71

Studien alle sehr ähnlich, deshalb sind nur die Hauptpunkte nachfolgend zusammengefasst (mit Schwerpunkt auf der letzten Umfrage).

•

Die Mehrheit der Fischer glauben, dass die Fischverluste in den letzten Jahre kontinuierlich angestiegen sind. Viele glauben, dass es zu viele Fischräuber gibt, diese sollen nicht länger gesetzlich geschützt und aktiv unter Kontrolle gehalten werden, entweder durch Erlegen oder Umsiedlung. Otterschützer sind damit aus einer Reihe an Gründen nicht einverstanden.

Erstens, Otter bevorzugen Orte mit den besten Habitaten und Jagdgebieten, wenn Otter von guten Habitaten entfernt werden, übernehmen bald andere Tiere ihren Platz. Wiederholte „Entfernung“ würde bald ernsthafte Auswirkungen auf die Population haben. Außerdem können weibliche Otter das ganze Jahr über Nachwuchs bekommen, in vielen Bereichen ihres Territoriums ist die Population noch immer nicht stark genug, um sowohl illegale, als auch legale Tötungen zu verkraften und Umsiedlungen verschieben das „Problem“ nur in eine andere Region.

•

Die am meisten beschuldigten Fischräuber sind der Kormoran (Phalacrocorax carbo), der Graureiher (Ardea cinerea) und der Otter. Beachtenswert ist, dass in früheren Umfragen der Otter noch vor dem Reiher und Kormoran lag. Andere Faktoren die gelegentlich ernsthafte Bedeutung erreichten, waren Krankheiten und Wilderei. Manche, besonders die Angler, weisen auf die geringen Fischpopulationen in Fließgewässern, aufgrund verarmter Habitate (z.B. Begradigung) hin, welche die Fischerei sowohl in Flüssen, als auch in Fischteichen beeinflusst. Laut den privaten Eigentümern verursacht der Otter die größten Schäden, gefolgt von der natürlichen Sterblichkeit. Wilderei und der Reiher verursachten in etwa denselben Schaden, während Kormorane und andere Faktoren nicht bedeutend zum Schaden beitrugen. Große Teichwirtschaften betrachteten den Otter nicht als das größte Problem, sondern waren weitaus stärker vom Kormoran betroffen.

•

Der durchschnittliche Anteil des Schadens der durch den Otter verursacht wurde, variierte in den unterschiedlichen Fischergruppen zwischen 7 und 17 %, wobei Otter selten für > 50 % des Gesamtschadens verantwortlich waren. 35 % der Fischer erlitten keine Verluste durch den Otter. Entweder weil Otter nur selten vorbeikommen, Vorsorgemaßnahmen ergriffen wurden oder der Schaden durch den Otter im Vergleich zu anderen Räubern vernachlässigbar gering war. (Alle Daten von Václavíková et al. 2011)

•

Die Sichtweise der Otterschäden durch Berufs- und „Hobby“-Teichwirte wird von drei Hauptfaktoren beeinflusst: a) die relative Menge der Schäden im Verhältnis zu anderen

72

Räubern, b) Grad der persönlichen Beteiligung („Hobby“-Teichwirte sind emotional viel stärker mit dem Ergebnis der Teichwirtschaft verbunden und betreiben die Teichwirtschaft weniger aus finanziellem Interesse, als aus persönlicher Befriedigung) und c) die Größe und der wirtschaftliche Hintergrund des Unternehmens (dieselbe Schadenssumme kann für große professionelle Teichwirtschaften nur einen kleinen Profitverlust darstellen, für kleine Teichwirte allerdings einen Totalausfall des Profits bedeuten).

•

Viele Teichwirte (hauptsächlich Hobbyteichwirte) sehen den Otter nur als „Killer“, der einen ganzen Teich in kurzer Zeit leer fressen kann. Der Otter wird oft beschuldigt, Fische nur aus Lust am Töten und nicht zum Überleben zu fangen. Weniger radikale Teichwirte, speziell jene die zu großen Fischereibetrieben gehören, akzeptieren die Anwesenheit des Otters als Teil der Umwelt und als einheimische Tierart, fordern aber dennoch eine Regulation der Population.

•

Die Einstellung der Teichwirte zu nicht-tödlichen Präventivmaßnahmen (z.B. Elektro- oder Fixzäune, Vergrämungsmaßnahmen, Ablenkteiche, etc.) ist generell negativ, nur 25 % der Teichwirte, deren Teiche regelmäßig von Ottern besucht werden haben präventive Maßnahmen ergriffen. Tschechische Teichwirte erhalten keine finanzielle Unterstützung für Präventivmaßnahmen.

Generell

empfinden

die

Teichwirte

die

Kosten

für

Präventivmaßnahmen als zu hoch und die Methoden als komplett ineffektiv. Wo solchen Maßnahmen allerdings an kleinen Teichen getestet wurden, haben sie sich als hoch effektiv erwiesen (z.B. 100 % Effektivität bei Elektrozäunen (wenn adäquat gewartet) und ein Wechsel der Futterstelle und der bevorzugten Beute, wenn Ablenkteiche, besetzt mit kleineren nicht-kommerziellen Fischarten, zur Verfügung gestellt wurden; Bodner 1995). Es gibt zwar die Möglichkeit einer Finanzierung durch die EU, die bürokratischen Hürden sind aber für den durchschnittlichen Teichwirt zu hoch.

•

Die Bekanntheit des Gesetzes zur Schadenskompensation war unter den Teichbesitzern relativ hoch. Bei denen, die tatsächlich um Kompensation ansuchen, gibt es große Unterschiede zwischen Hobby- und Berufsteichwirten. Von den kleinen Teichwirten suchen nur 10 % um Kompensation an. Im Vergleich dazu bemühen sich 75 % der kommerziellen Unternehmen um eine Kompensationszahlung. Kleine Teichwirte beschweren sich über unnötige Bürokratie und sind nicht immer sicher, wie sie Kompensationen beanspruchen oder Schäden nachweisen können („Hobby“-Teichwirte haben oft keine Belege über den Fischbesatz in den Teichen). Die meisten Privatbesitzer beschweren sich, dass das Gesetz nur den momentanen Schaden berücksichtigt und nicht den potentiellen Profit, z. B. den 73

Wert der Fische bei Verkaufsgröße. Es gibt ein generelles Misstrauen gegenüber Naturschutzverantwortlichen.

•

Teichbesitzer betonen häufig, dass die Teiche vordergründig als wirtschaftliche Betriebe, mit Zusatznutzen für die Umwelt, existieren, während Naturschützer den Wert der Teiche für die Umwelt betonen, ohne an wirtschaftliche Aspekte zu denken. Umweltaspekte werden weiters als der Allgemeinheit gehörend gesehen, während Teichwirte betonen, dass die Teiche und der Besatz ihr Eigentum sind.

•

Lokale Regierungen, Fischer und Naturschützer stimmen darüber überein, dass es einen Wechsel von Kompensation zu Präventivmaßnahmen geben muss. Naturschützer schlagen ein Subventionssystem, um technische Präventivmaßnahmen (z.B. Einzäunungen) zu finanzieren, in Verbindung mit einem verstärkten Wechsel zu weniger intensiven Bewirtschaftungsformen (z.B. niedriger Besatz, gemischter Besatz) und einer stärkeren Verteilung von Informationen über vorhandene Möglichkeiten (speziell an „Hobby“- und Kleinteichwirten) vor.

•

Naturschützer schlagen eine Umweltverträglichkeitsprüfung (UVP) für die Anlage neuer Teiche vor. Diese Vorgangsweise wird in der Tschechischen Republik zurzeit kaum angewandt. Sind in der beabsichtigten Errichtungsregion Fischräuber vorhanden, müssen Präventivmaßnahmen automatisch im Antrag enthalten sein.

•

Generell gibt es einen Mangel an Wissen über und Anwendung der vorhandenen Präventivmaßnahmen, Kompensationsschemata. Der amerikanischer Mink (Mustela vison) wird manchmal mit dem Otter verwechselt. Darüber hinaus gibt es ungenaue Kenntnisse über die Nahrung der Otter und der geborenen Jungen (siehe Novotná 1998, Moravcová 2002)) vor allem bei Kleinteichwirten. Es gibt auch einen Mangel an Kommunikation zwischen Teichwirten, Naturschützern und zuständigen Behörden. Viele Konflikte die wegen der Otterschäden entstehen, könnten, mit Kompromissen auf beiden Seiten, durch bessere Kooperation, Kommunikation und Informationsaustausch vermindert werden.

Quantifizierung der Verluste und Schadenskompensation Kompensationen von Schäden, die durch geschützte Tiere verursachte werden, das inkludiert den Otter, wird durch das Gesetz Nr. 115/2000 (novelliert 2001, 2002 und 2006) geregelt.

Kompensationen können, gemäß diesem Gesetz, für, durch den Otter verursachte, wirtschaftliche 74

Schäden an Brutanstalten und Aufzuchtanlagen, Hälterteichen, Abwachsteichen, Käfigen und Forellenzuchten und auch an Wasserläufen gezahlt werden. Schadenskompensation bei Fischen aus Fischbrutanstalten (keine Teiche) ist nur möglich, wenn die Einrichtungen eingezäunt und am Einund Auslauf mit Gittern ausgestattet waren, als der Schaden entstand. Das Gesetzt legt das Recht auf Kompensation fest und theoretisch gibt es, was die Höhe der ausgezahlten Entschädigungen angeht, kein Limit nach oben.

Vor 2000 gab es keinen Entschädigungsanspruch und Otter wurden, obwohl sie unter Schutz stehen, in steigendem Maße verfolgt. Zum Beispiel wurde geschätzt, dass in der Region Südböhmen alleine jährlich zumindest 100 Otter illegal getötet wurden (Kranz et al. 1998, Kucerova & Roche 1999, Roche 2001). Angesichts der steigenden Forderung nach einer offiziellen Eindämmung der Otterzahlen, entschied die tschechische Regierung, einen Kompensationsplan für, durch den Otter (und andere Arten) verursachte, Schäden einzuführen. Die Agentur für Natur- und Landschaftsschutz in der Tschechischen Republik (SOPK ČR) wurde damit betraut, ein Schema zur Berechnung der Schadenskompensation zu erstellen. Das geschah unter Mithilfe von externen Experten (in diesem Fall Mitglieder des Tschechischen Ottergesellschafts Fonds (www.vydry.org)) und einer NGO-finanzierten Studie über Otter in Südböhmen und anderer Landesteile (siehe Roche und Toman 2003). Anträge von Anglern über Schäden am Fischbestand in Fließgewässern wurden ursprünglich nicht berücksichtigt, da a) Flüsse als natürlicher Lebensraum des Otters angesehen wurden und b) die Maßnahme übermäßig teuer geworden wäre. Eine Änderung des Gesetzes im Jahr 2006 erlaubt nun aber Anträge für besetzte Fische in Angelgewässern. Eine Teilnahme an dem Schema war nicht verpflichtend. Die Methode war, vom Zeitpunkt des Inkrafttretens bis 2009 wirksam, dann wurde von Alka Wildlife s.r.o. (www.alkawildlife.eu), der AOPK ČR, der Tschechischen Ottergesellschaft und anderen ein neues Schema als Teil eines Managementplans für den Otter (Poledník et al. 2009) vorgeschlagen. Das neue Schema wurde aufgrund der beonachteten Unstimmigkeiten in der Art, wie das alte Schema umgesetzt wurde vorgeschlagen (siehe Poledníková et al. 2006).

Kompensationsmethode vor 2009 Die ursprüngliche Vorgangsweise für Schadenskompensationen war relativ einfach gestaltet und dadurch einfach anwendbar. Trotzdem war sie genau genug, um verschiedene Teichgrößen und die veränderbare Nutzungsintensität eines Gewässers durch den Otter zu berücksichtigen.

Antragssteller waren verpflichtet, jeden Schaden innerhalb von 48 Stunden den lokalen Behörden zu melden. Die Behörde, oder deren ernannter Vertreter, inspizieren dann den Fischteich und bestätigen die Anwesenheit des Otters durch Spuren, z.B. Fährten oder Losungen, überprüfen die 75

Eigentumsverhältnisse und den Verlust. Ein Gutachten, dass das Ausmaß des Schadens erhebt, war auch ein verpflichtender Bestandteil des Berichts. Die Experten wurden davor durch Gerichtsbeschluss ernannt. Im Fall des Otters

wurden Mitglieder der Tschechischen

Ottergesellschaft und der Otterstation der AOPK ČR als in Otterökologie ausreichend qualifiziert betrachtet und benötigten keine Ernennung durch das Gericht. Zusätzlich wurden Personen (für gewöhnlich Mitarbeiter der lokalen AOPK ČR Dienststellen), die durch Mitarbeiter dieser Organisationen geschult wurden, ebenfalls als Experten für den Zweck der Schadenskompensation anerkannt. Ein vollständiger Schadensantrag wurde dann bis zu 10 Tage nachdem der Schaden erfasst wurde, oder spätestens sechs Monate nachdem der Schaden auftrat, an die zuständige regionale Behörde geschickt.

Das Verfahren zur Schadensprüfung basierte entweder auf einer detaillierten oder vereinfachten Prüfung. Zwei Verfahren wurden ursprünglich vorgeschlagen, eine genaue Prüfung für große Teichwirtschaften und eine vereinfachte Kalkulation für die große Zahl an Teichwirten, die nur ein paar kleinere Teiche besitzen. Bei der detaillierten Prüfung wurde ein regelmäßiges Monitoring der Wasserqualität, Vorkommen von Fischkrankheiten und anderen Fischräubern wie dem Kormoran, verlangt. Als „einmalige“ Maßnahme gedacht, war die detailierte Überprüfung speziell auf schwierige Fälle zugeschnitten oder wenn Teichbesitzer mit der ursprünglichen Bewertung nicht einverstanden waren. Die genauere Methode verursacht aber hohe Kosten, obwohl viele der verlangten Daten von den großen Fischereibetrieben ohnehin gesammelt werden. Die vereinfachte Prüfung ist schneller und einfacher in der Anwendung. In die Bewertung gehen ein: die Otterspuren, die Teichgröße und Besatzdichte, die berechnete Fraßrate von kommerziellen Fischen/Jahr und der Marktpreis der Fische im Schadensjahr. Alle vom Besitzer bereits ergriffenen Maßnahmen zur Begrenzung des Schadens (z.B. Zäune) konnten auch berücksichtigt werden.

Die Höhe der Kompensation wurde dann anhand der folgenden Gleichungen berechnet: Z = C x P x D x V x Anzahl der Otter Wobi: •

Z = Geschätzter Verlust (Schaden) in CZK

•

C = Durchschnittlicher Preis der Karpfen pro kg in CZK

•

P = Futterkoeffizient (0,5 kg oder 0,75 kg) o Es wurde berechnet, dass ein Otter zwischen 0,5 und 0.75 kg kommerzielle Fische 76

pro Tag verspeist.

•

D = Koeffizient der Otteraktivität (1-180 Tage)

•

V = Koeffizient für die Größe des Fischteiches o Da der gesamte Schaden in kleinen Teichen höher angenommen wird, wird der geschätzte Schaden in Teichen < 2 ha um 20% erhöht, und in Teichen > 5 ha um 2050% verringert, daher: o Teich < 2 ha: V = 1,2 o Teich 2-5 ha: V = 1,0 o Teich > 5 ha: V = 0,8

•

Zahl der Otter (Weibchen + 1 Jungtier = 1,5) o Basierend auf einer Experteneinschätzung der Otterspuren, z.B. Fährten, Losungen, Futterreste und den Angaben des Antragsstellers o Im Fall von Teichketten basierte die Schätzung der Otterzahl auf Schneespuren o Im Fall von einzelnen Teichen oder kleinen Teichkomplexen basierte die Schätzung der Otterzahl auf der Teichfläche.

Es wurde behauptet, dass eine einzelne Begehung nicht ausreicht, um die Häufigkeit von Otterbesuchen festzustellen und dass Expertenmeinungen oft subjektiv sind, was zu potentiellen Unterschieden zwischen Experten und innerhalb einer Region führen kann (Poledníková 2006).

Weiters deckt der Schadensbericht nur vom Otter tatsächlich gefressene Fische ab und kann nicht die sogenannten „sekundären Schäden“ (Verletzungen oder Stress) berücksichtigen, die das Potential für Wachstum und den Verkaufswert reduzieren. Außerdem berücksichtigt die Methode gelegentlich gefangene „übergroße“ Fische nicht, die bei den Anglern sehr begehrt sind. Aus einer ganzen Anzahl an Gründen werden nicht alle Anträge von den regionalen Behörden als berechtigt anerkannt.

Obwohl die Methode in der Praxis ganz gut funktioniert hat und die Zahl der Anträge jährlich zugenommen hat (Tabelle 3a), ist die Anzahl der Teichbesitzer oder Unternehmen, die solche Anträge stellen, immer noch relativ gering (z.B. 220 im Jahr 2007; Tabelle 3b). Die insgesamt größte Gruppe die Anträge stellt, sind die „Hobby“-Teichwirte (60 % der Anträge), gefolgt von professionellen Fischereibetrieben (20 %), Fischereigemeinschaften (10 %) und anderen Organisationen (10 %), für die die Fischzucht nicht die Haupteinnahmequelle ist, so wie 77

Jagdgemeinschaften und Landwirte (Poledníková et al. 2006). Die meisten Anträge kamen aus der Region Südböhmen, was vielleicht auf die Präsenz des Tschechischen Otter-Fonds und dessen Rolle als Quelle für Informationen und als Expertenstützpunkt zurückzuführen ist. Manche meinen (Poledníková et al. 2006), dass die, nach dieser Methode ausbezahlten Beträg,e zu hoch sind, da die Bewertungsmethode den verursachten Schaden überschätzt. Für eine Zusammenfassung der bewilligten Anträge und der zwischen 2000 und 2006 gezahlten Kompensationen, siehe Abb. 13.

Kompensationsmethode nach 2009 Zusätzlich zu den oben beschriebenen Problemen sind einige andere Probleme bei der Berechnung des Schadens durch Räuber bemerkt worden. Diese beinhalten: •

Die Verluste werden in Fischereibetrieben für gewöhnlich nach der Ernte berechnet. Diese Verluste beinhalten allerdings den summierten Verlust der ganzen Saison, dadurch kann die spezifische Verlustursache nicht mehr genau festgestellt werden. Verluste können zum Beispiel auch durch andere Fischfresser, Krankheiten, Wilderei oder natürliche Mortalität auftreten. Die meisten Besitzer erwarten generell Verluste um 10 % durch natürliche Mortalität.

•

Die Verbindung zwischen dem Nachweis des Otters durch Spuren und dem Verlust von Fischen ist oftmals von untergeordneter Bedeutung. Das Vorhandensein von Spuren impliziert nicht automatisch auch die Jagd durch den Otter. Auf der anderen Seite muss auch ein Fehlen von Otterspuren nicht heißen, dass der Jagddruck durch den Otter in der Vergangenheit gering war.

•

Studien über die Ernährung des Otters zeigen eine hohe Variation in der Menge der kommerziellen Fische in der Nahrung, abhängig von der Menge der verfügbaren alternativen, kleineren Fische oder der Teichgröße (siehe Kapitel über die Ernährung). Eine hohe Visitationsrate bedeutet daher nicht unbedingt auch hohen Schaden und umkehrt garantiert eine niedrige Visitationsrate auch nicht geringen Schaden.

•

Die Häufigkeit der Anwesenheit des Otters kann nicht nur zwischen verschiedenen Teichen, sondern auch saisonal verschieden sein. Währen im Sommer zum Beispiel alle Teiche besetzt und offen sind, können im Winter eine große Zahl der Teiche eisbedeckt oder leer sein. Otter konzentrieren dann ihre Aktivität/Nahrungssuche auf produktive Flussabschnitte oder Teiche, die zugänglich sind Es kann zum Beispiel mehr als ein Otter im Winter an einem bestimmten Teich jagen.

Im Bestreben die Herangehensweise der verschiedenen regionalen Experten, die in die 78

Schadensberechnung eingebunden sind, zu vereinheitlichen wurde 2006 ein neuer, standardisierter Ansatz, basierend auf einer verstärkten statistischen Herangehensweise, präsentiert (Poledníková 2006). Seit 2009 kommt diese neue Methode zur Anwendung. Die neue Methode berücksichtigt, wie zuvor, die Verweildauer des Otters am Teich und den Anteil der kommerziellen Fische in der Nahrung und beinhaltet zusätzlich einen Faktor für sekundäre Schäden. Diese Zahlen basieren auf neuen Studien und einer Literaturstudie früherer Ergebnisse (siehe Poledník et al. 2013).

Die Methodik besteht erneut aus zwei Berechnungsmethoden. Eine für einzelne Fischteiche, die andere für Teichgruppen. Die Wahl der Methode basiert auf der Fläche und dem Anteil der Teichanlage des Antragstellers, in Bezug auf die Fläche des Rechtecks, einer GIS (Geographisches Informationssystem) basierenden Karte, das über seine Teiche gelegt werden kann.

•

Wenn die Fläche des Rechtecks < 25 km2 ODER der Anteil der Teiche < 10 % ist, wird die Methode für einzelne Teiche verwendet.

•

Wenn die Fläche des Rechtecks zwischen 25 und 100 km2 UND der Anteil der Teiche > 10 % ist, wird die Methode von einem berufenen Schadenserhebungsexperten ausgewählt.

•

Wenn die Fläche des Rechtecks > 100 km2 UND der Anteil der Teiche > 10% ist, wird die Methode für Teichgruppen verwendet.

•

Eine Kombination aus beiden Methoden kann verwendet werden, wenn die meisten Teiche des Antragstellers die Kriterien für Teichgruppen erfüllen, aber ein oder mehrere Teiche >10 km außerhalb des Rechtecks gelegen sind.

Der Schaden wird, basieren auf der Anzahl der gefunden Losungen, bei zwei Begehungen zur Kontrolle von Spuren bei den Teichen geschätzt. Zwei Begehungen innerhalb von 6 Monaten werden als geringst mögliche Zahl angesehen, um eine aussagekräftige Korrelation zwischen Otterbesuchen und Losungen herzustellen, wobei die Kosten möglichst gering gehalten werden sollen (Poledník et al. 2013). Der tatsächliche Schaden wird dann mit ähnlichen Formeln berechnet wie bei der alten Methode:

Für einzelne Teiche wird der Schaden folgendermaßen berechnet: Z = C x P x KP x D x R

79

Wobei: •

Z = Geschätzter Verlust (Schaden) in CZK

•

C = Durchschnittlicher Preis der Karpfen pro kg in CZK o Basierend auf den Preisen des Antragsstellers oder den lokalen Preisen zur Zeit der Antragsstellung

•

P = Futterkoeffizient (Anteil der Besetzten Fische in der Otternahrung)

•

KP = Koeffizient für die Größe des Fischteiches

•

D = Anzahl der Tage

•

R = Visitationsrate

•

P = Anteil der besetzten Fische in der Otternahrung o 0,5 kg – 0,7 kg, basierend auf Studien aus dem Böhmisch-Mährischen Hochland (Poledník et al. 2007a). Wo 80 % der besetzten Fische > 1,5 kg sind, wird eine Ausnahme gemacht und P als 1,0 angenommen.

•

März – Oktober o KP = 1,0

•

November – Februar o

< 0,5 ha KP = 1,3

o

> 0,5 ha KP = 1,0

•

D = Anzahl der Tagen an denen der Teich mit Fischen besetzt ist.

•

R = Visitationsrate o Schätzung wie oft ein Otter einen Teich besucht o Die Visitationsrate wird durch Zählen der Otterlosungen bei zwei, im Abstand von mindestens einem Monat durchgeführten Begehungen, in dem Zeitraum wo der Schaden vermutlich auftritt festgestellt.

Anzahl der Losungen = T:T = t1m1 + t2m2, wo m = 

Dezember, Jänner, Februar = 0,7

80



März, April = 1,0



Mai, Juni, Juli, August, September = 1,5 (z.B. Mutter und Junges)



Oktober, November = 0,8

o T wird mit Hilfe eines „Losungsindex“-Koeffizienten zu R umgeformt. Dieser basiert auf einer, durch Monitoring von zufällig ausgewählten Fischteichen im Böhmisch-Mährischen Hochland, berechneten Korrelation und einem Vergleich von geschätzten Visitationsraten und gefundenen Losungen.

Für Teichgruppen wird der Schaden aufgrund der Otterdichte und dem Anteil der Fischteiche des Antragsstellers in der Region nach folgender Formel berechnet:

Z = c x p x d x n x Rn x N/4 Wobei: •

c = Durchschnittlicher Preis der Karpfen pro kg in CZK o Basierend auf den Preisen des Antragsstellers oder den lokalen Preisen zur Zeit der Antragsstellung o Für gemischten Besatz – Preis wird nach dem Gewichtsanteil der besetzten kommerziellen Fische berechnet (gewichteter Mittelwert)

•

p = Anteil der kommerziellen Fisch ein der Nahrung (konstant) o P = 0,7 basierend auf Studien aus dem Böhmisch-Mährischen Hochland (Poledník et al. 2007a)

•

d = Anzahl der Tage des Forderungszeitraums

•

n = Otterdichte in der Region des Antragsstellers o Gewichteter Mittelwert der Dichten im individuellen GIS-Raster Kästchen im zugehörigen kleinsten Rechteck. o Gewichtung verschiedener GIS-Raster Kästchen basierend auf der Anzahl der Teiche pro Kästchen die dem Antragssteller gehören. o Dichte erwachsener Otter pro GIS-Raster Kästchen, jährlich aktualisiert basierend 81

auf Schneespuren Daten und Korrelation zwischen Anzahl der Otter und Zahl der Teiche in der unmittelbaren Umgebung (www.ochranaprirody.cz) o N = (Anteil der Teiche des Antragsstellers im Kästchen 1 x Anzahl der Otter die im Kästchen 1 vermutet werden + Anteil der Teiche des Antragsstellers im Kästchen 2 + Anzahl der Otter die im Kästchen 2 vermutet werden, … etc.) x Gesamtzahl der Fischteich für die ein Antrag gestellt wird.

•

R = Anteil der Fischteiche die dem Antragssteller gehören

•

N/4 = betroffenes Areal

Zusätzlich zu der neuen Methode schlugen die Autoren auch eine Reihe von Maßnahmen vor, um die Effizienz von Schadensanträgen zu steigern, die Kosten zu senken, Bürokratie einzudämmen und den spürbaren Konflikt zwischen Teichwirten und Naturschützern zu reduzieren. Diese Vorschläge beinhalten die Zahlung einer „Pauschale“ an Teichbesitzer bei denen die Anwesenheit des Otters schon vor der Abfischung bekannt ist (möglicherweise durch die EU finanziert) und die Dezentralisierung solcher Zahlungen d.h., die Entscheidung über solche Zahlungen soll von lokalen oder regionalen Behörden gefällt werden (Poledníková et al. 2006). In diesem Fall würde die Beweislast

eines

Schadens

dem

Teichwirt

erlassen.

Es

gäbe

keine

Verpflichtung

Vorkehrungsmaßnahmen zu treffen (z.B. Zäune, Mischbesatz) und die relative Schadensmenge und relative Otterdichte würde ignoriert. Diese Vorschläge wurden noch nicht in die Praxis umgesetzt.

Generell hatten die Entschädigungszahlungen seit 2000 weitreichende positive Auswirkungen auf die Spannungen zwischen Teichwirten und Naturschützern, speziell auf die großen professionellen Teichwirtschaftsbetriebe. Diese haben Schäden durch den Otter gemeinhin immer als relativ kleines Problem gesehen (Poledníková et al. 2006, Moravcová 2002). Die Entschädigungszahlungen reichen allerdings nicht, um vielen der kleinen „Hobby“-Teichwirte ihren Verlust vollständig zu erstatten (siehe oben). Obwohl bei der neuen Methode einige Probleme, die an der alten Methode kritisiert wurden berücksichtigt wurden, hat sie sich als teuer, zeitaufwändig und für die meisten Fischer als zu kompliziert und technisch erwiesen. Darüber hinaus ergeben die beiden Methoden ähnliche Ergebnisse. In der Praxis wird die neue Methode daher tendenziell eher von den großen Betrieben angewandt, während die alte Methode weiterhin für Klein- und „Hobby“-Teichwirte verwendet wird (M. Brůčkova, ehemaliger Direktor des Tschechischen Otter-Fonds, persönliches Gespräch). Die Vorschläge zur Reduzierung der Bürokratie machen anfällig für Missbrauch und könnten sich, falls jemals beschlossen, als viel teurer als die bisherige Praxis erweisen.

82

Sekundärschaden Viele Teichwirte beschweren sich, dass neben dem, durch Räuber wie den Otter, verursachten „primären Schaden“ (z.B. direktes fressen oder töten), wirtschaftlicher Schaden auch durch „sekundären Schaden“ entsteht. „Sekundäre Schaden“ ist z.B. physischer Schaden, der nicht unbedingt gleich zum Tod führt oder Stress, besonders im Winter, der zu reduziertem Wachstum und verminderter Körpermasse führt. Physischer Schaden kann zu vermehrtem Parasitenbefall oder Krankheiten führen, die den Fisch auf lange Sicht töten oder am freien Markt unverkäuflich machen (Adámek et al. 2003).

Resultate von Experimenten sind hingegen zweideutig. Experimente von Poledník et al. (2008), in denen Blutproben vom Karpfen, nach vorsätzlichem Kontakt mit einem Otter in einem Hälterungsbecken, auf Stresshormone untersucht wurden zeigten deutlich, dass obwohl Stresshormone im Blut temporär erhöht waren, keine ökonomischen Auswirkung festzustellen waren, da keine Beeinträchtigung des Wachstums oder der Überlebensfähigkeit festgestellt werden konnte. In weiteren Experimenten, in denen Stresshormone und Wachstum bei freilebenden Karpfen gemessen wurden, die verschieden starken Störungen durch den Otter ausgesetzt waren, kamen die Autoren´zu dem Schluss, dass nach der Überwinterung die Wachstumsrate und die Kondition von Karpfen in Teichen, mit höherer Störungshäufigkeit, geringer war (Poledník et al. 2012a). Diese Autoren berichten allerdings nichts über etwaige andere Stressfaktoren in diesen Teichen. Was auch immer die „Wahrheit“ über den Einfluss „sekundärer Schäden“ ist, solche Schäden sind, wegen der vielen möglichen Ursachen und Faktoren, die alle miteinander interagieren und/oder von Teich zu Teich und Jahr zu Jahr variieren können, beinahe unmöglich zu berechnen.

Obwohl Fischotter Fische verletzten können und das auch tun, übersteigen Schäden durch den Kormoran (siehe Adámek et al. 2007) bei weitem jene, die durch den Otter verursacht werden (wie auch die ausgezahlten Kompensationszahlungen). Daher werden Kormorane mittlerweile auch als weit größeres Problem gesehen als der Otter. Zum Beispiel fand Kortan et al. (2008), dass bis zu 47% der zweijährigen Spiegelkarpfen (Gesamtlänge 200 – 300 mm, Gewicht 200 – 300g) Verletzungen von bis zu 10% der Körperoberfläche aufwiesen, die durch Kormorane verursacht wurden. Als Reaktion auf die wachsende Zahl von Kormoranen wurde ihr Status als gefährdete Art mit 1.April 2013 aufgehoben. Während er von europäischen Gesetzen noch immer geschützt ist, können limitierte Abschüsse mit einer Lizenz erfolgen (MZP 2012).

83

Literaturverzeichnis Adámek, Z., Kučerova, M., Roche, K. 1999. The role of common carp (Cyprinus carpio) in the diet of pisciverous predators – cormorants (Phalacrocorax carbo) and otter (Lutra lutra). Bull. VÚRH Vodňany 4. 185-193 Adámek, Z., Kortan, D., Lepič, P., Andreji, J. 2003. Impacts of otter (Lutra lutra L.) predation on fishponds: A study at ponds in the Czech Republic. Aquaculture International. 11. 389-396 Adámek, Z., Kortan, J., Flajshans, M. 2007. Computer assisted image analysis in the evaluation of fish wounding by cormorant (Phalacrocorax carbo sinensis (L.)) attacks. Aquaculture International.

15. 211-216 Anděra, M., Horáček, I. 1982. Poznáváme naše savce (Determination of our mammals). Mladá Fronta Press. Prague. (In Czech) Andĕra, M., Kokeš, O. 1994. Poznámky k historii výskytu vydry řični (Lutra lutra) v českých zemich (Historical review of otter (Lutra lutra) distribution in the Czech dominions). Bulletin Vydra 4, 6-23 (In Czech) Anděra M., Červený J. 2005. Červený seznam savců České republiky (Red List of mammals in the Czech Republic). Příroda, 23. Prague.

Ansorge, H., Schipke, R., Zinke, O. 1997. Population structure of the otter, Lutra lutra: Parameters and model for a Central European region. Z. Säugetierk 62. 3. 143-151 Baruš, V., Zejda, J. 1981. The European otter (Lutra lutra) in the Czech Socialist Republic. Acta Sc. Nat. Brno. 15, 1-41 Begon, M. & Mortimer, M. 1986. Population Ecology: A unified study of Animals and Plants (2nd ed.). Blackwell Scientific Publications. Oxford. pp. 103-152.

Bodner, M. 1995. Otters and fish farming: preliminary experiences of a WWF project in Austria.

Hystrix. 7. 223-228 Carss, D.N. 1995. Foraging behaviour and feeding ecology of the otter Lutra lutra: A selective review. Hystrix (n.s.) 7 (1 – 2), 179-194.

Carss, D.N., Kruuk, H., Conroy, J.W.H. 1990. Predation on Atlantic salmon, Salmo salar L., by otters, Lutra lutra (L.), within the River Dee system, Aberdeenshire, Scotland. J. Fish Biol. 37, 935944.

Chanin, P. 1988. The natural history of otters. Croom Helm. London. 179 pp 84

Copp, G.H., Jurajda, J. 1993. Do small fish move inshore at night? J. Fish. Biol. 43 (Suppl. A), 229241.

Dulfer, R., Föerster, K, Roche, K. 1996. Habitat, home range and behaviour. In: Dulfer. R, Roche.

K. (eds) First phase management plan for otters in the Třeboň Biosphere Reserve. Nature and Environment 93. Council of Europe Publishing. 1998. 24-33 Edwards, P. 2007. Rural Aquaculture: Pilgrimage to traditional carp pond culture in Central Europe.

In: Aquaculture Asia Magazine. Oct-Dec. 28-34 Föerster, K. 1996. Spatial organisation and hunting behaviour of otters Lutra lutra in a freshwater habitat in Central Europe. University of Agricultural Sciences, Vienna. Diploma Thesis. 34 pp (In German) Hájková, P., Pertoldi, C., Zemanivá, B., Roche, K., Hájek, B., Brja, J., Zima, J. 2007. Genetic structure and evidence for recent population decline in Eurasian otter populations in the Czech and Slovak Republics: implications for conservation. Journal of Zoology. 272. 1-9 Hájková, P., Zemanová, B., Roche, K., Hájek, B. 2009. An evaluation of field and non invasive genetic methods for estimating Eurasian otter population size. Conservation Genetics. 10. 16671681 Hájková, P., Zemanová, B., Roche, K., Hájek, B. 2011. Conservation genetics and non-invasive genetic sampling of Eurasian otters (Lutra lutra) in the Czech and Slovak Republics. IUCN Otter Specialist Group Bulletin. 28(4). 127-138 Heggberget, T.M. 1994. Prey selection in coastal Eurasian otters Lutra lutra. Ecography. 17. 331338.

Hlaváč, V., Toman, A., Bodešínsky, M. 1998. Experimentální reintrodukce vydry v Jesenikách (Experimental reintroduction of otters in the Jeseniky region). Bulletin Vydra. 8. 37-39 (In Czech) Hraběs, S., Oliva, O. Opatrný, E. 1973. Klič našich ryb, ubojživelníků a plazu (A key to our fish, amphibians and reptiles). Statni pedagogické na kladatelství, Prague. (in Czech) Jurajda, P. Roche, K. 1994. The fish community of water bodies within the Třeboň Biosphere Reserve. Annual report to the Třeboň Otter Foundation.

Jurajda, P., Prasek, V., Roche, K. 1996. The autumnal diet of otter (Lutra lutra) inhabiting four streams in the Czech Republic. Folia Zoologica. 45(1). 9-16 Kadlečíková, Z. 2009. Old methodology for quantification of damages caused by Eurasian otter in 85

fishponds in the Czech Republic. Czech Otter Foundation Fund, Třeboň. PowerPoint presentation at “Otter & fishery – special seminar”. 25-26.6.2009. Mitwitz, Germany.

Knollseisen, M. 1995. Aspects of the feeding ecology of the Eurasian otter Lutra lutra L. in a fish pond area in Central Europe (Austria and Czech Republic). Unpublished Diplomarbeit. Agricultural University of Vienna, Austria.

Kortan, J., Adámek, Z., Poláková, S. 2007. Winter predation by otter, Lutra lutra on carp pond systems in South Bohemia (Czech Republic). Folia Zoologica. 56(4). 416-428 Kortan, J., Adámek, Z., Flajshans, M., Piackova, V. 2008. Indirect manifestation of cormorant (Phalacrocorax carbo sinensis (L.)) predation on pond fish stock. Knowledge and Management of Aquatic Ecosystems. 2008. 1.

Kranz, A., Toman, A., Roche, K. 1998. Otters and fisheries in Central Europe: what is the problem?

BOKU Rep. Wildl. Res. Game Manag. 14: 142–144 Kranz, J., Knollseisen, M. 1998. How many otters live ‘here’? A discussion about counting otters.

BOKU Rep. Wildl. Res. Game Manag. 14: 120–125 Kruuk, H. 1995. Wild otters: Predation and Populations. Oxford University Press. Oxford.

Kruuk, H. 2006. Otters: Ecology, Behaviour and Conservation. Oxford University Press. London. pp 265 Kruuk, H., Carss, D.N., Conroy, J.W.H., Durbin, L. 1993. Otter (Lutra lutra L.) numbers and fish productivity in rivers in north-east Scotland. Symp. Zool. Soc. Lond. 65, 171-191.

Kruuk, H., Carss, D.N. 1996. Costs and benefits of fishing by a semi-aquatic carnivore, the otter Lutra lutra. pp 10-16 In: S.P.R. Greenstreet & L.T. Tasker (eds.). Aquatic predators and their prey.

Fishing News Books, Blackwell Scientific Publications. Oxford. 191 pp.

Kučera, L. 1980. Bestandesentwicklung des Fischotters in Böhmen und Mähren (ČSSR). In: Reuter, C., Festetics, A. (eds) Der Fischotter in Europa. Verbreitung, Bedrohung, Erhaltung. Selbstverlag der Aktion Fischotterschutz. e.V. 199-204 Kučerová, M., Roche, K. 1999. Otter conservation in the Třeboň Biosphere Reserve and Protected Landscape Area: scientific background and management recommendations. Internal document of the council of Europe. T-PVS (2000) 20, Strasbourg, 2000, pp 103 Kučerová, M., Roche, K., Toman, A. 2001. Rozšířeni vydry říční (Lutra lutra) v Česke republice.

Bulletin Vydra. 11: 37-39 86

Libois, R.M., Hallet-Libois, C. Rosoux, R. 1987. Éléments pour l'identification des restes craniens des poissons dulcaquicoles de Belgique et du nord de la France. In: Fiches d'ostéologie animale pour l'archéologie, Série A, No. 3, Centre de Recherches Archéologiques du CNRS, Belgium. (In French) Libois, R.M., Hallet-Libois, C. 1988. Éléments pour l'identification des restes craniens des poissons dulcaquicoles de Belgique et du nord de la France. In: Fiches d'ostéologie animale pour l'archéologie, Série A, No. 4, Centre de Recherches Archéologiques du CNRS, Belgium. (In French) Libois, R.M., Rosoux, R. Delooz, E. 1991. Ecologie de la loutre (Lutra lutra) dans le Marais Poitevin. III. Variations du régime et tactiique allimentaire. Cahiers d'Ethologie, 11 (1): 31 – 50. (In French) Mason, C.F., Macdonald., S.M. 1986. Otters: ecology and conservation. Cambridge University Press, Cambridge. 236 pp.

Marcelli, M., Poledník, L., Poledníková, K., Fusillo, R. 2012. Land use drivers of species expansion: inferring colonization dynamics in Eurasian otters. Diversity and Distributions. 18, 1001-1012 MZP – Ministry of Environment of the Czech Republic. Press release: 21.11.2012: The Great Cormorant

removed

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the

list

of

specially

protected

species.

http://www.mzp.cz/en/news_121121_the_great_cormorant. Last accessed on 14.06.2013 Moravcová, J. 2002. Biologie a ekologie vydry říční (Lutra lutra): Výchova a vzdĕlávání k jeji ochranĕ (Biology and ecology of the European otter (Lutra lutra): Improving its protection through education) MSc. Thesis. Charles University. Prague. 118 pp (In Czech) Novotná, E. 1998. Lidé a vydra, závĕrečná zpráva sociologického průzkumu. Jiho-česká sociologická agentura. Zahrádky. pp 24 (In Czech) Poledník, L. 2005. Otters (Lutra lutra L.) and fishponds in the Czech Republic: interactions and consequences. Unpublished PhD thesis. Palacky University Olomouc. pp 109 Poledník, L., Poledníková, K., Roche, M., Hájková, P., Toman, A., Culková, M., Hlaváč, V., Beran, V., Nová, P., Marhoul, P. 2005. Záchranný program – program péče pro vydru říční (Lutra lutra) v Ceske republice v letech 2006-2015 (Rescue programme – Management programme for the common otter (Lutra lutra) in the Czech Republic for 2006-2015). AOPK ČR. Praha (in Czech) Poledník, L., Poledníková, K., Hlaváč, V. 2006. Rozšířeni vydry říčni (Lutra lutra) v České republice v roce 2006 (Distribution of the common otter (Lutra lutra) in the Czech Republic in 87

2006). Bulletin Vydra 14. 4-6 (In Czech) Poledník, L., Poledníková, K., Kranz, A., Toman, A. 2007a. Variability in the diet of the Eurasian otter (Lutra lutra) at fisponds in Česko-moravská vrchovina (Bohemian-Moravian Highlands, Czech Republic). Lynx n.s. (Prague). 38. 31-46 Poledník, L., Poledníková, K., Hlaváč, V. 2007b. Program péče o vydru říční a výsledky monitoringu vydry v roce 2006 (Management plan for the common otter and results of otter monitoring in 2006). Ochrana přírody. 62(3). 6-8 (In Czech) Poledník, L., Poledníková, K., Roche, M., Hájková, P., Toman, A., Václavíková, M., Hlaváč, V., Beran, V., Nová, P., Marhoul, P., Pacovská, M., Růžičková, O., Mináriková, T., Větrovcová, J. 2009.

Program péče pro vydru říční (Lutra lutra) v České republice v letech 2009-2018 (Management plan for the common otter (Lutra lutra) in the Czech Republic in 2009-2018). AOPK ČR. pp 84 (in Czech) Poledník, L., Poledníková, K., Kadlečíková, Z. 2011a. Damages caused by the Eurasian otter in fishponds and impact of otter disturbance on condition and growth rate of common carps in fishponds. XIth International Otter Colloquium, Hystrix. Italian Journal of Mammology (n.s.) supp. p 84 Poledník, L., Poledníková, K., Větrovcová, J., Hlaváč, V., Beran, V. 2011b. Causes of death of Lutra lutra in the Czech Republic (Carnivora: Mustelidae). Lynx. n.s. (Prague) 42. 145-157 Poledník, L., Poledníková, K., Hlaváč, V. 2012. Winter census of Eurasian otter (Lutra lutra L.) in selected areas of the Czech Republic in years 2008-2012. Bulletin Vydra. 15. 29-38 (In Czech) Poledníková, K., Větrovcová, J., Poledník, L., Hlaváč, V. 2010. Carbofuran – a new and effective method of illegal killing of otters (Lutra lutra) in the Czech Republic. IUCN Otter Specialist Group Bulletin. 27(3). 137-146 Poledníková, K., Kranz, A., Poledník, L., Myšiak, J. (eds). 2006. Otters causing conflicts: the fish farming case of the Czech Republic. WP 11 – Generic framework for reconciliation action plans and dissemination. Reconciliation action plans for targeted conflicts. Public Deliverable 21 – 3rd Report. Part A. 2006. pp. 22.

Reuther, C., Dolch, D., Green, R., Jahrl, J., Jefferies, D., Krekemeyer, A., Kucerova, M., Madsen, A.B., Romanowski, J., Roche, K., Ruiz-Olmo, J., Teubner, J., Trindade, A. 2000. Surveying and Monitoring Distribution and Population Trends of the Eurasian Otter (Lutra lutra). Habitat 12, 152pp.

88

Roche. K., 1997. The influence of diet and habitat structure on the home range activity of otters (Lutra lutra) within the Třeboň Biosphere Reserve. In: Proceedings of the 14th European Mustelid Conference. Kouty. Czech Republic. pp. 51-56 Roche, K. 2001. Sprainting behaviour, diet and foraging strategy of otters (Lutra lutra) in the Třeboňsko protected landscape area and biosphere reserve. PhD thesis, Academy of Sciences of the Czech Republic, pp 135.

Roche, K. (ed.) 2004a. Scientific report of the Czech Otter Project 1998-2004. Czech Otter Foundation Fund, Třeboň. 14-29 Roche, K. 2004b. Otter (Lutra lutra) mortality and its causes in the Třeboň Biosphere Reserve, with emphasis on road kills. pp 30-47. In: Roche, K. (ed) Scientific report of the Czech Otter Foundation Fund 1998-2004. Czech Otter Foundation Fund, Třeboň. pp 166 Roche, K. Roche, M. 2004. Calculating otter (lutra lutra) numbers in the Třeboň Biosphere Reserve using snow survey data. In: Roche, K. (ed) Scientific report of the Czech Otter Project 1998-2004.

Czech Otter Foundation Fund, Třeboň. pp 166 Roche, K., Toman, A., Susta, F. 2004. National otter (Lutra lutra) survey of the Czech Republic 1997-2002(3). In: Roche, K. (ed) Scientific report of the Czech Otter Project 1998-2004. Czech Otter Foundation Fund, Třeboň. 14-29 Roche, M., Toman, A. 2003. Metodika stanovení výše náhrad škod pro vydru říční (Method for determining damages for the otter). Report for Ministry of Environment of the Czech Republic.

Czech Otter foundation fund and Agency for Nature Conservation and Landscape Protection of the Czech Republic, Třeboň, pp 5 (In Czech) Spurneý, P., Mareš, J., Kopp, R., Fiala, J. 2003. Socioekonomická studie sportovního rybolovu v České republice. Český rybářský svaz. Brno. pp 24 (In Czech) Toman, A. 1992. První Výsledky Akce Vydry (First Otter Monitoring Event). Bulletin Vydra. 3. 3-8 (In Czech) Toman, A. 1995. Mortalita vydry říčni v České republice (Mortality of the Eurasian otter in the Czech Republic). Bulletin Vydra. 6. 17-22 (In Czech) Tomášková, L, 2009, Zákon č, 115/2000 Sb, – nástroj k odstraňování konfliktů mezi ochranou přírody a hospodařícími subjekty (Law No, 115/2000 Sb, – A tool for removing the conflict between nature conservation and private subjects), Ochrana přirody – Péče o přírodu a krajinu, December 2009 (6) (In Czech) 89

Václavíková, M., Václavíik, T., Kostkan, V. 2011. Otters vs. fishermen: Stakeholders perceptions of otter predation and damage compensation in the Czech Republic. Journal for Nature Conservation.

19. 95-102

90

Anhang I Vier Methoden, jede mit Vor- und Nachteilen, stehen zum Monitoring von Fischotterpopulationen zur Verfügung (z.B. direkte Beobachtung, Schneestudien (snow-tracking), Radiotelemetrie, genetische Analyse der Losungen). Schneestudien sind in Ländern mit häufigem Schneefall am geläufigsten, unter Umständen ergänzt durch Radiotelemetrie oder genetische Analysen, wo das finanziell möglich ist oder mehr Informationen gesammelt werden sollen.

Methode Direkte

Vorteile Stellt detaillierte Informationen

Nachteile Es können immer nur wenige Tiere

Beobachtung

über das Verhalten bereit (an der

beobachtet werden.

Beobachtungsstelle). Gute

Nimmt an, dass Tiere jedes Mal sicher

Informationen über die saisonale

identifiziert werden können.

Nutzung des

Invasiv – Störung kann das Verhalten

Verbreitungsgebiets, wenn viele

beeinflussen.

Personen über eine lange Zeit Schneestudien*

involviert sind.

Die Methode ist billig, einfach

Braucht frischen Schnee.

und erlaubt eine relativ gute

Benötigt Bearbeiter die Erfahrung im

Abschätzung der Otterzahl (inkl.

Spurenlesen und im Ableiten des

Geschlecht und Alter) in einem

Verhaltens aus den Spuren haben.

relativ großen Gebiet.

Ergibt nur Daten über die Bewegungen

Teiche sind im Winter gefroren,

der letzten Nacht und des Morgens –

Fährten können daher auch über

ergibt nicht den gesamten Aktionsradius.

Wasserkörper verfolgt werden.

Aktionsradius und Anzahl kann

Nicht-invasiv.

zwischen Sommer und Winter unterschiedlich sein.

Auch erfahrene Gutachter können nur aufgrund der Spuren nicht sicher das

Radiotelemetrie

Der Otter kann während seiner

Geschlecht oder Alter bestimmen.

Die Ausrüstung ist teuer.

aktiven Phase, oder über die

Es können nur relativ wenige Otter zu

Lage von Einständen verfolgt

einem Zeitpunkt beobachtet werden.

werden. Relativ genaue

Hochinvasiv – erfordert Fang und

91

Informationen über den

chirurgische Einpflanzung eines

Aktionsradius über relativ lange

Transmitters.

Zeiträume (z.B. Monate) können

Das Verhalten könnte durch den

gesammelt werden.

Genetische Analyse Die Anzahl der Individuen eines

Transmitter beeinflusst werden.

Mit derzeitigen Methoden ist die

der Losungen**

Gebietes wird genau erhoben,

Erfolgsrate relativ gering, daher muss

wie auch das Geschlecht,

eine hohe Zahl von Losungen

Verwandtschaft und Trächtigkeit. gesammelt werden.

Losungen sind leicht verfügbar

Analyse ist noch immer relativ teuer und

und können das ganze Jahr über

zeitintensiv.

gesammelt werden, was einen Vergleich der Aktionsradien über die Zeit erlaubt.

Nicht-invasiv. * Für eine vollständige Beschreibung der Methodik der Schneestudien siehe Roche & Roche 2004. ** Für eine vollständige Beschreibung der genetischen Methoden und einem Vergleich mit anderen Methoden, siehe Hájková et al. 2009, 2011.

92

Anhang II

Abbildung 1. Verbreitung des Eurasischen Otters (Lutra lutra) in der Tschechischen Republik, basierend auf den Daten der nationalen Bestandsaufnahme von 1992, 2000 und 2006. Die Daten basieren auf dem 11,2 x 12 km großen tschechischen Rastersystem (S-JTS). Graue Kästchen = Otter wurde zumindest in einer von vier Untersuchungsstellen gefunden, leere Zellen = Otter abwesend (Abbildung nach Marcelli et al. 2012).

93

Abbildung 2. Verbreitung des Eurasischen Otters (Lutra lutra) in der Tschechischen Republik, basierend auf den Daten der nationalen Bestandsaufnahme von 2011. Die Daten basieren auf dem 11,2 x 12 km großen tschechischen Rastersystem (S-JTS). Rote Kästchen = regelmäßiges Vorkommen, Gelbe Kästchen = unregelmäßiges Vorkommen, leere Kästchen = Otter abwesend (Abbildung nach Poledník et al. 2012.

Abbildung 3. Otterdichte in der Tschechischen Republik, basierend auf den Daten der nationalen Bestandsaufnahme von 2000. Die Daten basieren auf dem 11,2 x 12 km großen tschechischen Rastersystem (S-JTS). Die Dichte wurde aufgrund der Daten von Schneespuren in siebe Quadraten und einem angenommenen Verhältnis zwischen Otterzahl und Länge der Teichufer berechnet (Abbildung nach Poledníková et al. 2006).

94

Abbildung 4. Prozentsatz der Probenstellen mit Ottervorkommen pro Flusseinzugsgebiet, basierend auf den Daten der nationalen Bestandsaufnahme von 2011 (Abbildung nach Poledník et al. 2012).

95

x

x

1

1

M M F+1 F M

x

M

F+ 2

2 (F +1?)

M

F+ 1

1

x

1

x

x

xx

x

x x

F

F+ M F +11

M

M

2 (F + 1?)

x

F+1 M

M

x

F

x x

F+1 M

M

1

x

Abbildung 5. Die detaillierte Ansicht des Untersuchungsgebiets in der Kernzone zeigt die komplexe Anordnung von großen und kleinen Teichen, Kanälen, Feuchtgebieten und Flüssen in einer land- bzw. Forstwirtschaftlich genutzten Landschaft. Zahl = unidentifizierte Individuen, M = männlich, F = weiblich, X = kein Nachweis, strichlierte Linien markieren die maximale Reichweite der nächtlichen Aktivität der identifizierten Individuen oder Gruppen (Abbildung nach Roche 2004a).

96

2 (F + 1?)

2 (F + 1?)

1

1 (M?) X F+2

1 (M?)

X

1

Abbildung 6. Die detaillierte Ansicht der Fluss Probenstelle zeigt den Fluss Lainsitz (Lužnice) und seine Aue mit weit verstreuten kleinen Teichen, in einer vorwiegend landwirtschaftlich geprägten Landschaft. Zahl = unidentifiziert Individuen, M = männlich, F = weiblich, X = kein Nachweis, strichlierte Linien markieren die maximale Reichweite der nächtlichen Aktivität der identifizierten Individuen oder Gruppen (Abbildung nach Roche 2004a).

97

Abbildung 7. Anzahl der Otterkadaver, die in der Tschechischen Republik zur Untersuchung eingereicht wurden (Abbildung nach Poledník et al. 2011b).

98

Abbildung 8. Anzahl der männlichen und weiblichen Otter jeder Altersstufe bei a) allen Kadavern (n = 101), b) nur Opfer des Straßenverkehrs (n = 58) und c) andere Ursachen (n= 43).

99

Abbildung 9. Das Třeboň Biosphären Reservat und Landschaftsschutzgebiet, eingezeichnet die drei Untersuchungsstellen (von oben nach unten – Teich/Fluss, Teich, Fluss [siehe auch Abbildungen 6&7]).

100

Diet 100%

Pond/River

Environment

Pond

River

Annual

0% Rr

Cy

Pf

Other

Rr

Cy

Pf

Other

Rr

Cy

Pf

100%

Other

Winter

0% Spring

0% Summer

0%

Autumn

0% Rr

Cy

Pf

Other

Rr

Cy

Pf

Other

Rr

Cy

Pf

Species

Abbildung 10. Jährliche und saisonale relative Häufigkeit von Beutetieren in der Nahrung des Otters und in der Umgebung der drei Probenstellen. Rr = Rotauge, Cy = Karpfen, Pf = Barsch.

101

Other

Diet 100%

0%

Pond/River

5

10

Environment

Pond

15

20

25

>25

5

River

10

15

20

25

>25

5

Annual

10

15

20

25

100%

>25

Winter

0% Spring

0%

Summer

0%

0%

Autumn

5

10

15

20

25

>25

5

10

15

20

25

>25

5

10

15

20

25

Size class (cm)

Abbildung 11. Jährliche und saisonale relative Häufigkeit der Fischgrößenklassen in der Nahrung des Otters und in der Umgebung der drei Probenstellen.

102

>25

Abbildung 12. Fischteiche in der Tschechischen Republik, wiedergegeben als Fläche (ha) pro 11,9 x 12km (ca. 143 km2) tschechischer Standard-Kartenraster (wiedergegeben nach Poledníková et al. 2006).

103

Abbildung 13. Vom Otter besiedelte Flächen und von den einzelnen Regionen in der Tschechischen Republik beanspruchte Entschädigung: (a) relative Fläche mit Ottervorkommen; (b) Gesamtzahl bewilligter Anträge zwischen 2000 und 2006; und (c) Gesamtsumme der ausgezahlten Entschädigungszahlungen zwischen 2000 und 2006 (nach Václavíková et al. 2001).

104

Anhang III Tabelle 1. Todesursachen von, in der Tschechischen Republik, gefundenen Otter zwischen 1990 und 2011 (Tabelle nach Poledník et al. 2011b).

Todesursache Verkehr

1990-2000 2001-2005

2006-2011

Total

Straße Eisenbahn

28 1

63 0

144 2

235 3

Vergiftung Erschießen Erschlagen Fangeisen andere Natürliche Ursachen Krankheit schlechter Allgemeinzustand Alter verlorene/verlassene Welpen unbekannt Gewaltsamer Tod/Verletzung Räuber Fischotterbisse Hundebisse unbekannte Bissspuren Andere Ursache unklar/unbekannt Gesamt

0 1 0 0 1

0 0 1 1 0

15 2 2 3 0

15 3 3 4 1

0 2 1 0 1

2 2 1 3 0

0 0 1 10 0

2 4 3 13 1

1 1 3 1

0 0 1 0

0 0 1 0

1 1 5 1

10 51

5 79

6 186

21 316

Mensch

Tabelle 2. A) Gesamtzahl der Arten (inkl. Nicht-Beutetier Kategorien), die vom Otter bei den drei Probenstellen gefangen wurden und B) Simpsons Diversitätsindex (D) für gefangene Fischarten an jeder Probenstelle zu jeder Jahreszeit.

A)

Teich/Fluss

Teich

Fluss

Kombination

Gesamt Fische + nichtFische Fischarten gesamt

22

19

15

25

17

13

11

19

Nicht – Fische gesamt cat.

D=

5

6

4

6

1.81

3.37

7.77

2.55

Winter

Frühling

Sommer

Herbst

Kombination Teich/Fluss

2.33 1.47

2.83 2.04

3.44 4.27

1.78 1.49

Teich Fluss

2.37 4.04

2.33 8.00

2.63 6.18

2.94 3.50

B)

105

Tabelle 3. A)Schäden durch geschützte Tiere (in Millionen CZK) nach Gesetzt 115/2000 Sb zwischen 2000 und 2008 (nach Tomásková 2009), B) Anzahl der Anträge für Otterschäden zwischen 2000 und 2007 mit ungefähren Äquivalenten in Millionen EUR (nach einer PowerPoint Präsentation von Kadlecíková 2009)

A) Jahr 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 Total

Otter

Kormoran

Biber

Elch

Wolf

Bär

Luchs

(Lutra lutra)

(Phalacrocora x carbo)

(Castor fiber)

(Alces alces)

(Canis lupus)

(Ursus arctos)

(Lynx lynx)

0 2,350 3,150 4,600 7,050 7,930 5,810 6,420 8,350 45,66

0 1,710 3,130 8,660 23,460 21,330 23,630 26,490 35,960 144,37

0 0,009 0 0 2,429 4,187 6,865 5,104 6,672 25,27

0 0 0,016 0,002 0,063 0,064 0,006 0,052 0,054 0,26

0 0 0,009 0,048 0,203 0,045 0,015 0,035 0,063 0,42

0,193 0,044 0 0,005 0 0 0 0 0 0,24

0,005 0,005 0,006 0,093 0,049 0,047 0,012 0,068 0,023 0,31

B) Jahr 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007

Anträge/Jahr 0 28 65 85 137 142 208 220

Entschädigung (EUR) 0 87,652 121,951 170,998 189,291 234,992 291,480 244,872

106

Gesamt 0,198 4,122 6,310 13,414 33,255 33,599 36,335 38,162 51,123 216,52