A Model-Based Instrument for River Restoration … A Model-Based Instrument for River Restoration Entwicklung eines strategischen Instruments zur integrativen Bewertung ökologischer

MIRR A Model-Based Instrument for River Restoration Entwicklung eines strategischen Instruments zur integrativen Bewertung ökologischer Restaurationsmaßnahmen an Fließ-gewässern Unter besonderer Berücksichtigung niederösterreichischer Fließgewässer Endbericht Dezember 2007

Universität für Bodenkultur Wien Institut für Hydrobiologie und Gewässermanagement

Department Wasser, Atmosphäre, Umwelt

MIRR - A Model-Based Instrument for River Restoration

Entwicklung eines strategischen Instruments zur integrati-ven Bewertung ökologischer Restaurationsmaßnahmen an

Fließgewässern Unter besonderer Berücksichtigung niederösterreichischer Fließgewässer

http://mirr.boku.ac.at

Auftraggeber

Im Auftrag des BMLFUW gemeinsam mit dem Land NÖ

Auftragnehmer Institut für Hydrobiologie und Gewässermanagement

Department für Wasser, Atmosphäre und Umwelt Universität für Bodenkultur Wien

Projektleitung Stefan Schmutz

Projektkoordination

Andreas Melcher

Arbeitspaketleitung

Andreas Zitek AP 1 und 5 Andreas Melcher AP 2 und 8

Stefan Schmutz AP 3 Susanne Muhar AP 4 und 7 Severin Hohensinner AP 6

weitere AutorInnen

Michaela Poppe, Clemens Trautwein, Mathias Jungwirth

unter Mitarbeit von: Sybille Chiari, Christian Frangez, Carina Golubics, Gerold Hepp, Robert Holubarz, Mela-nie Haslauer, Johanna Huber, Martin Huber, Iris Kagerer, Otto Kogler, Martin Krikl, Ger-trud Haidvogl, Erwin Lautsch, Norman Matej, Johann Olinowetz, Philipp Pavlas, Gabi Pohl, Katharina Pötz, Erika Ramsauer, Gonzalo Alonso de Santocildes, Rafaela Schineg-ger, Torsten Schulze, Günther Unfer, Guido Verweij, Bernd Wagner, Michael Weiss, Christian Wiesner

Zitiervorschlag:

Schmutz, S., A. Melcher, S. Muhar, A. Zitek, M. Poppe, C. Trautwein, M. Jungwirth (2007): MIRR-Model-based instrument for River Restoration. Entwicklung eines stra-tegischen Instruments zur integrativen Bewertung ökologischer Restaurationsmaß-nahmen an Fließgewässern. Studie im Auftrag von Lebensministerium und Land Niederösterreich.

Vorwort Die Fließgewässer Österreichs sind vielfältigen anthropogenen Beeinträchtigungen aus-gesetzt. Während die Gewässergüte nicht mehr zu den prioritären Problemen zählt, wei-sen die meisten Gewässer hydromorphologische Veränderungen auf. Zur Wiederherstel-lung des „guten ökologischen Zustandes“ bzw. des „guten ökologischen Potentials“ im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie sind daher für diese Gewässer geeignete Sanierungs-maßnahmen festzulegen. Aus einer Vielzahl fallspezifischer Einzeluntersuchungen ist bekannt, dass Fische sehr gut hydromorphologische Belastungen anzeigen. Bislang wurde jedoch in Österreich noch kein Versuch unternommen, anhand eines größeren Datensatzes die Wirkungszusam-menhänge zwischen hydromorphologischen Belastungen und Fischen systematisch zu untersuchen und die daraus abgeleiteten Erkenntnisse zur Formulierung von Sanierungs-strategien und Restaurationsmaßnahmen heranzuziehen. Das Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasser (Sektion Was-ser, Ref. VII 1 b – Gewässerökologie und VII-5 – Schutzwasserwirtschaft) sowie die Nie-derösterreichische Landesregierung (Gruppe Wasser) beauftragten daher das Institut für Hydrobiologie und Gewässermanagement der Universität für Bodenkultur Wien mit der Erstellung einer Studie zur Entwicklung eines strategischen Instruments zur Restauration von Fließgewässern.

Danksagung Die Autoren bedanken sich auf das Herzlichste bei den Auftraggebern. Besonders sei aber dem Projektbegleitungsteam für die konstruktive Zusammenarbeit besonderer Dank ausgesprochen:

• Veronika Koller-Kreimel, Gisela Ofenböck und Birgit Vogel vom BMLFUW Sek-tion Wasser, Ref. VII 1 b – Gewässerökologie.

• Helena Mühlmann vom Bundesamt für Wasserwirtschaft (BAW).

• Klaus Peter Hanten und Drago Pleschko vom BMLFUW Sektion Wasser, Ref. VII-5 – Schutzwasserwirtschaft

• Erich Czeiner, Gerhard Käfel und Bernd Winkler von der Niederösterreichischen Landesregierung, Gruppe Wasser

• Albert Jagsch, Reinhard Haunschmid und Nikolaus Schotzko vom BAW in Scharfling

Ebenso bedanken wir uns bei allen Institutionen und KollegInnen, die uns freundlicher-weise, oft auch sehr unbürokratisch, eine Fülle von Daten zur Verfügung stellten. Vor al-lem sei aber an dieser Stelle auch jenen gedankt, die an MIRR Workshops (WS) und Be-sprechungen teilnahmen und somit auch die MIRR Ergebnisse mitgestalteten.

Beitragende Institutionen in alphabetischer Reihenfolge:

• BAW in Scharfling, Reinhard Haunschmid, Albert Jagsch, Heimo Prinz, Nikolaus Schotzko und Brigitte Sasano (Daten und WS)

• BAW Ökologische Station Waldviertel, Günther Schlott (Daten)

• BAW, Helena Mühlmann und Franz Wagner (Daten und WS)

• BMLFUW, Karin Deutsch, Klaus Peter Hanten, Veronika Koller-Kreimel, Raimund Mair, Gisela Ofenböck, Drago Pleschko, Paul Schenker, Heinz Stiefelmeyer und Peter Weil-gony (Daten und WS)

• BOKU, Josef Fürst (Daten), Helmut Habersack (WS)

• Büro Blattfisch, Clemens Gumpinger und Simonetta Siligato (Daten und WS)

• Büro Donabaum & Wolfram OEG, Georg Wolfram (Daten und WS)

• Büro EZB, Jürgen Eberstaller (Daten und WS)

• Büro Freiwasser, Thomas Kaufmann (Daten und WS)

• Büro IFIS, Gerhard Woschitz (Daten und WS)

• Büro ZT Kofler, Albert Rechberger (WS)

• Energieversorgung Niederösterreich – EVN, Friedrich Zemanek (Daten und WS)

• Vorarlberger ILL Werke AG, Günter Moser (WS)

• Ingenierbüro für Angewandte Gewässerökologie, Günter Parthl (WS)

• Ingo Merwald, (Projekt Fischlebensraum)

• Kleinwasserkraft Österreich, Peter Schubert (WS)

• Land Burgenland, Herbert Szinovatz (Daten und WS)

• Land Kärnten, Thomas Friedl, Wolfgang Honsig Erlenburg und Norbert Sereinig (Daten und WS)

• Land Niederösterreich, Erich Czeiner, Gerhard Käfel, Norbert Knopf und Bernd Winkler (Daten und WS)

• Land Oberösterreich, Renate Pucsko, Gustav Schay, Melanie Ullmann und Felix Weingraber (Daten und WS)

• Land Salzburg, Theresia Ebner, Alois Höllbacher, Paul Jäger und Andreas Unterweger (Daten und WS)

• Land Steiermark, Norbert Baumann, Alfred Ellinger und Margret Zorn (Daten und WS)

• Land- und Forstwirtschaftliches Rechenzentrum – LFRZ, Wolfgang Tinkl (Daten)

• Land Vorarlberg, Thomas Blank, Gerhard Hutter, Alexander Jawecki, Alban Lunardon und Benno Wagner (Daten und WS)

• Land Wien, Barbara Ginzler und Andreas Romanek (Daten und WS)

• Landesfischereiverband Niederösterreich, Karl Gravogl und Anton Ökher (Daten)

• Österreichisches Institut für Wirtschaftsforschung - WIFO, Franz Sinabell und Dietmar Weinberger (geplante Kooperation samt WS)

• Österreichisches Kuratorium für Fischerei, Volkmar Hutschinski und Franz Kohl (WS)

• Technische Universität Wien, Norbert Kreuzinger (Daten)

• Umweltbundesamt – UBA, Doris Gruber, Robert Konecny, Markus Mattl und Gabriela Vincze (Daten und WS)

• Umweltbüro Klagenfurt, Caroline Angermann und Gregory Egger (Bereitstellung von Ri-ver Smart und WS)

• Universität Innsbruck, Wolfgang Mark (WS), Reinhard Lackner und Niki Medgyesy (Da-ten)

• Verbund - Austrian Hydro Power AG, Otto Pirker und Bertram Weiss (WS)

Schließlich sei stellvertretend Fr. Petra Truzka vom BAW, Fr. Josefa Sommer vom Was-serCluster Lunz und Fr. Barbara Eigner vom Verkehrsamt Lunz/See für ihre Unterstüt-zung bei den Workshops in Scharfling am Mondsee bzw. in Lunz am See gedankt.

Inhaltsverzeichnis

I Summary I II Zusammenfassung V 1 Aufgabenstellung und Zielsetzung 1 2 Konzept und Aufbau der Studie 2 3 Datenrecherche (Arbeitspaket 1) 4 3.1 Methodische Vorarbeiten (Arbeitspaket 1a) 4 3.2 Datenerhebung (Arbeitspaket 1b) 5 3.3 Recherche von Fischdaten 5 3.4 Recherche von Belastungsdaten 6 3.4.1 Belastungskriterienliste 6 3.4.2 Gewässerbetreuungskonzepte 10 3.5 Recherche von Umweltparametern 11 3.6 Methodik der GIS-Bearbeitung von Belastungs- und Umweltparametern 11 3.6.1 Belastungsschwerpunkt Kontinuum und Fischaufstiegshilfen 13 3.6.2 Belastungstyp Restwasser 14 3.6.3 Belastungstyp Stau 15 3.6.4 Belastungstyp Regulierung 16 3.6.5 Belastungstyp Landnutzung 17 3.6.6 Belastungstyp Bevölkerungsdichte 19 3.6.7 Belastungstyp Gewässergüte 19 3.6.8 Sonstige Eingriffe 19 4 MIRR-Datenbank (Arbeitspaket 2) 21 4.1 Datenbankstruktur allgemein 21 4.2 Beschreibung der einzelnen Tabellen und Attribute 22 4.3 Berechnen von Fischmetrik 25 4.4 Fischdaten der MIRR-Datenbank 26 4.5 Abiotische Beschreibung des MIRR-Datensatzes 27 5 Erstellung von Wirkungsmodellen (Arbeitspaket 3) und Entwicklung des Instru-ments (Arbeitspaket 4) 28 5.1 Methodik 28 5.2 Vorauswahl des Analysedatensatzes 28 5.3 Definition geringer und stärker belasteter Probestellen 28 5.4 Entwicklung modellbasierender Fischindizes 29 5.4.1 Analyse der Reaktion von Fischen auf Belastungskombinationen und Einzelbe-lastungen 31 5.5 Ergebnisse 31 5.5.1 Kalibrierungsmodelle der Metrik 31 5.5.2 Belastungsspezifische Indizes 31 5.5.3 Kombinierter-Fischindex 36 5.5.4 Belastungskombinationen 38

5.5.5 Einzelbelastungen 41 5.6 Diskussion der Modellierungsergebnisse 52 5.6.1 Fischindizes 52 5.6.2 Identifizierung der Belastungstypen anhand belastungsspezifischer Indizes 52 5.6.3 Einzel- und Mehrfachbelastungen 53 5.6.4 Entwicklung des Instruments 56 5.6.5 Belastungsspezifische Sanierung 59 5.7 MIRR: Das Instrument im Kontext der Flussgebietsplanung 65 6 Schwerpunktbelastung Kontinuum (Arbeitspaket 5) 67 7 Erprobung anhand der Fallstudie Traisen (Arbeitspaket 6) 68 8 Maßnahmenkatalog (Arbeitspaket 7) 69 8.1 Einleitung 69 8.2 Morphologie des Fluss-Auen-Systems 72 8.2.1 Initiierung des morphologischen Flusstyps 72 8.2.2 Wiederherstellung d. lateralen Konnektivität /Restauration des Auensystems 85 8.2.3 Eliminierung/Verringerung des Staueinflusses 91 8.3 Hydrologie 95 8.3.1 Anpassung der Dotationswassermenge 95 8.3.2 Verminderung von Schwall-Sunk Erscheinungen 97 8.3.3 Geschiebemanagement 100 8.3.4 Stauraummanagement-/Spülung 104 8.3.5 Temperaturregime-Management 106 8.4 Longitudinales Kontinuum 106 8.4.1 Durchgängigmachung des Längsverlaufes 106 8.5 Einzugsgebiet 110 8.5.1 Wasserrückhalt 110 8.5.2 Landnutzung 111 9 Einbindung externer Experten (Arbeitspaket 8) 114 9.1 Projektbeirat 114 9.2 Expertenworkshops 114 9.3 Zusammenarbeit mit anderen Organisationen 114 9.4 Zusätzliche Studie im Rahmen des MIRR-Projekts 114 10 Literatur 115 11 Anhang 119

MIRR-Projekt I

I Summary Austrian running waters are impacted by a variety of human activities. While water pollu-tion is not the main problem anymore, most of the rivers and streams are affected by hy-dromorphological alterations. Fishes are well known to indicate hydromorphological pres-sures. In order to re-establish the “good ecological status” or “good ecological potential” for the purpose of the Water Framework Directive (WFD) restoration measures for hydro-morphologically impacted waters have to be developed. The aim of the MIRR-project Model-based Instrument for River Restoration, hence, was to develop a strategic in-strument for integrated assessment of restoration measures for running waters based on fish ecological criteria. In this project the term restoration refers to any kind of improvement or enhancement of the ecological status sensu WFD. Only a few river restoration measures have been implemented in Austria so far. Conse-quently, there are currently not enough data for statistical analyses available to develop such an instrument. We therefore used an analogy approach with the underlying as-sumption, that the ecological status of running waters - when restored - is improving in a similar way, as it was deteriorated by pressures. That means, removing the pressure leads by reversing the degradation process via comparable mechanisms to the unim-pacted status. Certainly, this assumption is limited by the fact, that the restoration process can be evolve differently than the degradations process due to several reasons. Neverthe-less, this approach is compliant with the pressure-oriented concept of the WFD and repre-sents, on our opinion, under the current situation the only possible way of an adequate methodological procedure. Initially, by means of literature search and expert knowledge a comprehensive list of po-tential pressure criteria was established for the pressure types channelisation, contin-uum disruption, land use, impoundment, water abstraction and hydro peaking. As pres-sure data were not available for all over Austria or in a consistent format data collection was restricted to Lower Austria. For this province the larges amount of data could be provided. Data collection consumed most of the available man power. Missing data had to be added or re-sampled in the field. In total, 938 fish samples of 715 sample sites were collected. For about 400 sites nearly all pressure data regarding pressure types channeli-sation, continuum disruption, land use, impoundment and water abstraction could be as-sembled. In addition, data on environmental parameters for characterising the sample sites were collated. Existing comprehensive river management plans were also reviewed for additional information, however, these data had to be disregarded due to inconsisten-cies. Collected data were used to analyse the relationships between pressures and the reaction of fishes. Before doing that, the dataset was split into less and stronger im-pacted sites. For the assessment of the ecological status we used fish indices com-posed of several fish ecological criteria, so called metrics (multimetric index). Most metrics represent groups of species with similar ecological requirements, so called eco-logical guilds. For each metric a regression model was developed using environmental characteristics (altitude, slope, distance to source, etc.) only considering less impacted sites in order to incorporate the natural variability of fish assemblages. These models were used to predict a baseline for situations with stronger pressure and to calculate the deviation from this theoretical value (residuals). Reactive metrics were selected by comparing less and stronger impacted sites. The 5 most reactive and non-redundant met-rics were combined to pressure-specific indices for each pressure type and fish zone (rhithral and potamal) separately, resulting in 10 indices. In addition, general indices with-

II MIRR-Projekt

out differentiating pressure types were developed for comparison. To predict the type of pressure at a given site we used a discriminant function analysis with the 10 pressure-specific indices as predictors. For the further analyses we developed a “combined index” by taking the most reactive pressure-specific index (separately for rhithral and potamal). For the analyses of combined pressure effects we used regression trees. The results show, that not only commonly used metrics were selected for the pressure-specific indices, but new metric variants were more able to indicate pressures. Half of the employed metrics are based on biomass estimations, which mean that adequate biomass estimations have to be provided for such assessments. One third of the metrics were cal-culated based on density and biomass estimations related to river length indicating that the absolute loss of habitat is affecting fishes. In two third of the cases metrics based on fish length classes (< 15 cm, > 20 cm fish length) were used. For specific pressure types and metrics only larger fishes and in other cases only smaller fishes reacted significantly. For several pressure types commonly used general indices were not able to distinguish between less and stronger impacted sites. Only pressure-specific indices were able to do that. Fishes showed strongest reaction to single pressures in case of intensive land use and continuum disruption in the potamal rivers. Weakest response was observed in the case of water abstraction and continuum disruption in rhithral streams. By means of discriminant function analysis the dominating pressure could be identified in 61 % of the cases. This represents a comparable high percentage, as in most cases multiple pres-sures are superimposed, and due to additive effects and interactions the main pressure is in general difficult to identify. Hereby, impoundments and channelisation are easier to de-tect than continuum disruptions and water abstractions. In general, fishes react to pres-sure in potamal much more than in rhithral. Analysing combined effects revealed that land use (forest and pasture in a 100 m wide puffer of 10 km long river sections) was strongly correlated with fish. Sites with less than 50 % forest and land cover had lower indices than others. Further significant pres-sure variables were proportion of impounded river sections within 10 km river length, morphological conditions within 5 km river length, dimension of impoundments (rela-tion between head of dam and mean annual flow) and the number of barriers per fish zone. The regression tree model explained about 42 % of the variability of the data. Mul-tiple pressures had additive effects, i.e. the more pressure types were acting the worse was the ecological status. For example, fishes reacted to the combination of continuum disruption and channelisation about one third stronger than to continuum disruptions only. There was a strong dependency on the spatial scale. Stronger impacting pressures were related to larger spatial scales (catchments and 5 to 10 km long river sections). In addition, hierarchical structures were identified. Only if pressures related to the larger spa-tial levels were below certain limits, pressures of smaller levels became important. More detailed analyses of single pressures showed clear relationships between the mor-phological river type and fishes. With respect to impoundments an additional criteria for the effects of the dimension of the impoundments was the length of the impoundment. Relevant was also the proportion of remaining intact free flowing river sections. A mini-mum segment length of 5 km was recommended as a benchmark for rhithral streams and 10 km for other rivers. Available dataset contained rarely rivers with higher residual flows; therefore, no validated benchmarks could be given. Consequently, the assessment

MIRR-Projekt III

of minimum flow requirements should be done case-specific, as usual in Austria. In any case, the minimum flow should not be below 40 % of the mean annual daily low flow, as at this benchmark a significant reaction of fishes was observed. There was considerable redundancy among pressure types. The highest correlation was observed between land use and channelisation. This partly explains the overwhelming importance of land use for fishes, as this pressure type subsumes many other pressure types such as alteration of bank vegetation characteristics (shade, cover, shelters, woody debris) and also indirect effects via the puffer function of riparian vegetation (reduction of harmful substances input). The developed instrument for river restoration consists of several modules. By means of the pressure-specific indices the main pressures can be identified using discriminant function analysis. This enables in multiple-affected rivers, as they usually are, to focus restoration measures on the main pressures. According to the results the following recommendations can be given:

⎯ Development of programmes of measures from “the large to the small”, i.e. from catchment (sub-catchment) to the local scale.

⎯ Focus should be given to less impacted catchments as fastest and largest restora-tion effects are expected to occur there.

⎯ Spatial priority should be given to potamal rivers, as restoration measures show the greatest effect there.

⎯ Measures with large scale effects should be favoured (e.g. re-opening of the con-tinuum at the mouth of the river)

⎯ In multiple-impacted rivers all major pressures have to be tackled (a strategy ex-clusively oriented towards restoration of continuum disruptions should not be tar-geted)

⎯ Aim of the restoration: long, morphologically intact and passable river sections. Benchmark for rhithral rivers 5 km, for potamal rivers 10 km.

Another module of the instrument are the decision trees for the selection of restoration measures deduced from the modelling results and complemented with expert knowledge. Decision trees and benchmarks were developed for the pressure types channelisation (incl. land use), continuum disruptions, impoundments, and in general also for residual flow. Adequate restoration measures are documented in a catalogue of measures including a general description and case studies. The catalogue of measures is divided in the system components morphology of the river-floodplain system, hydrology, longitudinal continuum and catchment. Each system component is split into category of measures, type of meas-ure, and case studies. External experts were integrated into the project by running three expert workshops. Attendees represent universities, ministries, governmental institutions, private consultants and stakeholders (hydropower, fishery, environmental organisations). Project results have been achieved based on data from province of Lower Austria. A transfer of the results and application of the instrument to other Austrian provinces is only recommendable for running waters with comparable natural characteristics and pressure situations. For an Austrian-wide application the list of river types should be

IV MIRR-Projekt

extended mainly with large alpine rivers and high alpine streams. In addition, running wa-ters with other pressures not included in used dataset, such as hydro peaking and reser-voir flushing, should be complemented.

MIRR-Projekt V

II Zusammenfassung Die Fließgewässer Österreichs sind vielfältigen anthropogenen Beeinträchtigungen aus-gesetzt. Während die Gewässergüte nicht mehr zu den prioritären Problemen zählt, wei-sen die meisten Gewässer hydromorphologische Veränderungen auf. Fische sind be-kanntlich sehr gut geeignet, hydromorphologische Belastungen anzeigen. Zur Wiederher-stellung des „guten ökologischen Zustandes“ bzw. des „guten ökologischen Potentials“ im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie sind für hydromorphologisch belastete Gewässer ge-eignete Sanierungsmaßnahmen festzulegen. Ziel des MIRR-Projektes war daher die Ent-wicklung eines strategischen Instruments zur integrativen Bewertung von Restaura-tionsmaßnahmen an Fließgewässern basierend auf fischökologischen Kriterien. Da bislang erst wenige Restaurationsmaßnahmen in Österreich umgesetzt wurden und daher für statistische Analysen noch nicht ausreichend Datenmaterial zur Verfügung stand, wurde das Instrument anhand eines Analogieschlusses entwickelt. Die zugrunde liegende Hypothese ist, dass der ökologische Zustand der Gewässer sich bei Restaurati-on in ähnlicher Weise verbessert, wie er sich durch die Belastungen verschlechterte. D.h. die Wegnahme der Belastung führt im Sinne einer Umkehrung des Degradationspro-zesses über vergleichbare Mechanismen wieder zum unbelasteten Zustand. Dieser An-satz besitzt natürlich eingeschränkte Gültigkeit, da der Restaurationsprozess aufgrund mehrerer Ursachen anders als der Degradationsprozess verlaufen kann. Trotzdem ent-spricht dieser Ansatz dem belastungsorientiertem Konzept der Wasserrahmenrichtlinie und stellt aus unserer Sicht unter den gegebenen Rahmenbedingungen den einzigen möglichen Weg einer adäquaten methodischen Herangehensweise dar. Zu Beginn des Projektes wurde anhand einer Literaturrecherche und unter Mithilfe von Expertenwissen eine umfangreiche Liste möglicher Belastungskriterien zu den Belas-tungstypen Regulierung, Kontinuumsunterbrechungen, Landnutzung, Stau, Restwasser, Schwall und sonstige erstellt. Da Belastungsdaten in Österreich nicht flächendeckend und nicht in konsistenter Form vorlagen, musste aus Resourcengründen die Datenrecherche auf Niederösterreich beschränkt werden. Für dieses Bundesland lagen die meisten Daten vor. Die Erfassung der Belastungsdaten nahm den größten Teil der Arbeiten im Projekt ein. Fehlende Daten mussten ergänzt oder im Freiland neu erhoben werden. Ins-gesamt wurden in der MIRR-Datenbank Fischbestände von 938 Beprobungen in 715 Pro-bestellen erfasst. Für ca. 400 Stellen ließen sich auch weitgehend vollständige Belas-tungsdaten hinsichtlich Regulierung, Stau, Landnutzung, Kontinuum und Restwasser re-cherchieren. Zusätzlich wurden weitere Umweltparameter zur Charakterisierung der Pro-bestellen erfasst. Gewässerbetreuungsprojekte wurden ebenfalls gesichtet. Aufgrund der inkonsistenten Datenerfassung von Belastungen konnten diese Daten jedoch nur teilwei-se verwendet werden. Anhand recherchierter Daten wurden Wirkungsbeziehungen zwischen den Belastun-gen und der Reaktion der Fische analysiert. Zuvor wurde der Datensatz in geringer und stärker belastete Probestellen untergliedert. Zur Beurteilung des fischökologischen Zustandes wurden Fischindizes herangezogen, die sich aus mehreren fischökologi-schen Kriterien, so genannten „Metrik“ zusammensetzten (Multimetrisches Verfahren). Die Metrik ergeben sich meist aus den ähnlichen Ansprüchen von Artengruppen, so ge-nannten ökologischen Gilden. Für jeden potentiellen Metrik wurde mit den geringer be-

VI MIRR-Projekt

lasteten Probestellen ein Regressionsmodel anhand von Umweltvariablen (Seehöhe, Gefälle, Distanz zur Quelle, etc.) entwickelt, um die natürliche Variabilität von Fischle-bensgemeinschaften zu erfassen. Mittels dieser Regressionsmodelle ließen sich somit für jede stärker belastete Probestelle theoretische „Referenzwerte“ für die Situation bei gerin-gerer Belastung vorhersagen und die Abweichung vom Referenzwert (Residuen) als Maß für den Beeinträchtigungsgrad stärker belasteter Probestellen berechnen. Reakti-ve Metrik wurden anhand des Vergleichs zwischen geringerer und stärkerer Belastung selektiert. Die jeweils 5 reaktivsten und nicht redundanten Metrik je Belastungstyp wurden zu belastungsspezifischen Fischindizes getrennt für Rhithral und Potamal zusammenge-fasst. Dies ergab für die 5 Belastungstypen 10 belastungsspezifische Indizes. Zusätz-lich wurden generelle Indizes (ohne Unterscheidung des Belastungstyps) zu Vergleichs-zwecken entwickelt. Unter Zuhilfenahme einer Diskriminanzanalyse kann basierend auf den 10 belastungsspezifischen Indizes eine Vorhersage des zu erwartenden Belas-tungstyps erfolgen. Für die weiteren Analysen wurde ein Kombinierter-Fischindex aus den jeweils reaktivsten Indizes je Fischregion ermittelt. Mittels Kombinierten-Fischindex (kurz Fischindex) und Regressionsbäumen wurden Effekte kombinierter Belastungen im Detail analysiert. Die Ergebnisse zeigen, dass für die belastungsspezifsichen Indizes nicht nur herkömmli-che Metrik Verwendung finden, sondern z.T. neue Metrikvarianten besser geeignet sind, Belastungen anzuzeigen. Die Hälfte der verwendeten Metrik basiert auf Biomassewerten, was entsprechende Biomassedaten voraussetzt. Ein Drittel ist auf Flusslängen bezogen, ein Hinweise, dass die Verringerung des Lebensraumes, bezogen auf die Lauflänge, ei-nen signifikanten Effekt bei Fischen zeigt. Bei zwei Drittel der Metrik werden nur Teile der Population hinsichtlich der Längenverteilung verwendet (<15cm, >20cm Fischlänge). Bei bestimmten Belastungstypen reagieren größere Fische bestimmter Metrik stärker als klei-nere, bei anderen ist dies wiederum umgekehrt. Die generellen Indizes sind bei mehreren Belastungstypen nicht in der Lage, zwischen geringerer und stärkerer Belastung zu unterscheiden. Dies ist nur anhand der belastungs-spezifischen Indizes möglich. Am stärksten reagieren Fische auf Einzelbelastungen hinsichtlich Landnutzung und Kontinuum im Potamal. Die geringsten Reaktionen liegen bei Restwasser und Kontinuum im Rhithral vor. Mittels Diskriminanzanalyse können in durchschnittlich 61 % der Fälle die maßgeblichen Belastungen identifiziert werden. Dies ist ein vergleichsweise hoher Wert, da in den meisten Fällen eine Überlagerung von Mehrfachbelastungen auftritt und aufgrund der additiven Wirkungen bzw. Wechselwirkun-gen maßgebliche Belastungstypen sich grundsätzlich schwer erkennen lassen. Staue und Regulierungen lassen sich dabei leichter identifizieren als Kontinuumsunterbrechungen und Restwasser. Insgesamt reagieren Fische im Potamal wesentlich stärker auf Be-lastungen als im Rhithral. Bei Betrachtung kombinierter Belastungen zeigt sich, dass die Landnutzung (Wald und extensives Grünland im 100 m breiten Puffer von 10 km langen Gewässerabschnitten) mit Abstand die stärkste Reaktion bei Fischen hervorruft. Probestellen mit weniger als 50 % Wald und Grünland im Puffer weisen deutlich schlechteren ökologischen Zustand auf als solche mit höherem Anteil. Weitere signifikante Faktoren stellen der Anteil ge-stauter Bereiche in 10 km langen Gewässerabschnitten, der ökomorphologische Zu-stand in 5 km langen Gewässerabschnitten, die Dimension der Staue (Verhältnis von Wehrhöhe zu MQ) und die Anzahl der Kontinuumsunterbrechungen pro Fischregion

MIRR-Projekt VII

dar. Anhand des Regressionsbau-Modells lassen sich 42 % der Variabilität des Datensat-zes erklären. Mehrfachbelastungen besitzen eine additive Wirkung, d.h. je mehr Be-lastungstypen einwirken, umso schlechter ist der ökologische Zustand. So reagieren Fi-sche auf Kombinationsbelastung von Kontinuum und Regulierung um ein Drittel stärker als auf alleinige Belastung durch Kontinuumsunterbrechungen. Sehr eindrücklich ist die Abhängigkeit vom räumlichen Maßstab erkennbar. Stärker be-einflussende Belastungen beziehen sich auf größere Maßstabsebenen (Einzugsgebiet und 5-10 km lange Abschnitte). Auch hierarchische Strukturen sind ersichtlich. Erst wenn auf größerer Maßstabsebene die Belastungen eine bestimmte Grenze unterschreiten, gewinnen lokale Belastungen an Bedeutung. Detailliertere belastungsspezifische Analysen zeigen zusätzlich deutliche Zusammenhän-ge zwischen dem morphologischen Flusstyp und Fischen. Bei Stauen spielt auch die Staulänge als weiteres Dimensionskriterium eine Rolle. Entscheidend ist auch der Anteil intakter durchgängiger Fließstrecken. Als Richtwert für Mindestlängen lassen sich eine Abschnittslänge von 5 km für kleine Rhithralgewässer und eine von 10 km für die restlichen Gewässer ableiten. Der zur Verfügung stehende Datensatz beinhaltet kaum Gewässer mit höheren Restwasserabflüssen, daher konnten hier keine abgesicherten Schwellenwerte abgeleitet werden. Die Beurteilung von Restwasser sollte daher, so wie bisher in Österreich üblich, fallspezifisch erfolgen. Der Restwasserabfluss sollte aber auf alle Fälle nicht unter 40 % des MJNQT (Mittlerer jährlicher Tagesniederwasserabfluss) liegen, da bei diesem Schwellenwert eine deutliche Reaktion der Fische festgestellt wur-de. Es bestehen z.T. beträchtliche Redundanzen zwischen den Belastungstypen. Die höchste Korrelation besteht zwischen Landnutzung und Regulierung. Dies erklärt auch z.T. auch die übergeordnete Bedeutung der Landnutzung für Fische, da dieser Belastungstyp viele andere Belastungen subsumiert. Dazu zählen direkte Veränderungen der Beschaf-fenheit der Ufervegetation (Beschattung, Sichtschutz, Fischeinstände, Totholz) aber auch indirekte Wirkungen durch die Pufferfunktion der Uferrandstreifen (Reduktion des Eintra-ges von Schadstoffen). Das entwickelte Instrument zur Sanierung von Fließgewässern besteht aus mehreren Bausteinen. Anhand der belastungsspezifischen Indizes lassen sich mittels Diskriminan-zanalyse maßgebliche Belastungen identifizieren. Dies ermöglicht bei mehrfachbelas-teten Gewässer, wie sie in der Regel vorliegen, die Konzentration der Sanierungsmaß-nahmen auf die maßgeblichen Belastungen. Aus den Ergebnissen der Analysen lassen sich folgende allgemeine Empfehlungen ablei-ten:

⎯ Entwicklung der Maßnahmenprogramme vom „Großen ins Kleine“, d.h. von der Ebene der Einzugsgebiete (Teileinzugsgebieten) hin zur lokalen Ebene.

⎯ Priorität in der Sanierung sollten die weniger stark veränderten Einzugsgebiete er-halten, da dort die raschesten und größten Sanierungseffekte zu erwarten sind.

⎯ Räumliche Priorisierung auf Potamalgewässer, da dort die Sanierungsmaßnah-men einen stärkeren Effekt zeigen.

⎯ Maßnahmen mit großräumigen Effekten prioritär umsetzen (zum Beispiel Konti-nuumsöffnung bei Mündungen)

VIII MIRR-Projekt

⎯ Bei mehrfachbelasteten Gewässern Sanierung aller maßgeblicher Belastungen (ausschließlich auf Sanierung von Kontinuumsunterbrechungen ausgelegte Stra-tegie nicht zielführend)

⎯ Ziel der Sanierung: möglichst lange, morphologisch intakte und durchgängige Ge-wässerabschnitte. Richtwerte für Mindestlängen bei kleinen Rhithralgewässern 5 km, bei anderen Gewässern 10 km.

Einen weiteren Baustein des Instruments stellen die aus den Modellierungsergebnissen abgeleiteten und durch Expertenwissen ergänzten Entscheidungsbäume für die Aus-wahl der Sanierungsmaßnahmen dar. Entscheidungsbäume und Schwellenwerte wur-den für die Belastungstypen Regulierung (inkl. Landnutzung), Kontinuum, Stau sowie in genereller Form auch für Restwasser entwickelt. Im Maßnahmenkatalog wurden geeignete Sanierungsmaßnahmen detailliert anhand einer allgemeinen Beschreibung sowie Beispielen dargestellt. Der Maßnahmenkatalog ist nach den Systemkomponenten Morphologie des Fluss-Auen-Systems, Hydrologie, Lon-gitudinales Kontinuum und Einzugsgebiet gegliedert. Jede Systemkomponente ist in Maßnahmenkategorien, Maßnahmentypen und Maßnahmenbeispiele unterteilt. Externe ExpertInnen wurden in Form von 3 Expertenworkshops in das Projekt einge-bunden. TeilnehmerInnen der Expertenworkshops waren FachkollegInnen von Universitä-ten, Ministerien, Bundesämtern, Landesregierungen, Planungsbüros sowie Interessens-vertretungen (E-Wirtschaft, Fischerei, Umweltverbände). Vorliegende Ergebnisse wurden auf Basis von Daten des Bundeslandes Niederösterreich erarbeitet. Eine Übertragung der Resultate sowie Anwendung des Restaurationsinstru-ments auf Gewässer des restlichen Bundesgebietes ist nur für vergleichbare Gewässer hinsichtlich naturräumlicher Gegebenheiten und Belastungssituationen möglich. Für eine österreichweite Anwendung wäre die Liste der Gewässertypen v.a. um große alpine und hochalpine Fließgewässer zu erweitern. Zudem müssten Gewässer mit anderen Belas-tungen, wie z.B. Schwallbetrieb oder Stauraumspülungen, die im NÖ-Datensatz nicht ent-halten waren, ergänzt werden.

MIRR-Projekt 1

1 Aufgabenstellung und Zielsetzung Ziel des MIRR Projektes ist die modellunterstützte Entwicklung eines strategischen In-struments zu Restauration von Fließgewässern.

Folgende Fragen sollen anhand der Datenanalysen und Modellentwicklungen beant-wortet werden:

- Welche Eingriffsmuster lassen sich grundsätzlich erkennen (Einzel- versus Mehrfacheingriffe, welche Kombinationen von Eingriffen treten häufig auf, etc.)

- Welche Eingriffskriterien zeigen einen deutlichen Zusammenhang mit dem fischökologischen Zustand?

- Welche Indices und Kriterien zeigen bei welcher Art von Eingriff signifikante Reaktionen.

- Kann eine Vereinfachung der Bewertung durch Eliminierung redundanter Krite-rien erzielt werden?

- Gibt es Unterschiede in den Fisch/Wirkungszusammenhängen zwischen Ge-wässertypen?

- Welche fischökologischen Indices, bzw. Kriterien sind in welchen Gewässerty-pen für die Identifizierung welcher Eingriff am besten geeignet?

- Welche der Eingriffe zeigen welche Art von Verlauf (linear, exponentiell, etc.)? - Gibt es kumulative Effekte bei mehreren Eingriffen oder wirkt jeder Eingriff für

sich, unabhängig von anderen? - Welche Kombinationen von Eingriffen führen zu besonders starken Beeinträch-

tigungen? - Für welche Eingriffe und deren Intensitäten lassen sich quantitative Schwel-

lenwerte angeben? - Wie ist die räumliche und zeitliche Wirkung der Eingriffe zu bewerten?

Ziel des zu entwickelnden Instruments ist

- den Bezug zwischen Maßnahmen und Fisch-Eingriffs-Modellen wenn möglich quantitativ, ansonst qualitativ herzustellen,

- dadurch Vorhersagen für die Reaktion der Gewässerfauna auf Restaurations-maßnahmen zu ermöglichen,

- Grenzwerte für Eingriffe bzw. Sanierungsziele aus den Fisch-Eingriffs-Modellen abzuleiten,

- Priorisierungen von Maßnahmen sowohl hinsichtlich maßgeblicher Belastun-gen als auch räumlicher Wirkung vorzunehmen, sowie

- erfolgreiche Sanierungsmaßnahmen katalogartig zu beschreiben.

2 MIRR-Projekt

2 Konzept und Aufbau der Studie Der einfachste Ansatz zur Entwicklung eines Restaurationsinstruments wäre die Analyse umgesetzter Restaurationsmaßnahmen und davon abgeleiteter Erkenntnisse hinsichtlich erfolgreicher und fehlgeschlagener Maßnahmen. Leider stehen in Österreich derzeit noch nicht ausreichend viele Beispiele zur Verfügung, um statistisch abgesicherte Aussagen tätigen zu können. Daher wird im Rahmen vorliegender Studie eine indirekte Methode herangezogen, die sich an den Belastungen orientiert. Die zugrunde liegende Hypothese ist, dass der ökologische Zustand der Gewässer sich bei Restauration ähnlich verbessert, wie er sich durch die Belastungen verschlechterte. D.h. die Wegnahme der Belastung führt im Sinne einer Umkehrung des Degradationsprozesses über ähnliche Mechanismen wieder zum unbelasteten Zustand (Abbildung 2-1). Dieser Ansatz besitzt natürlich eingeschränkte Gültigkeit, da der Restaurationsprozess aufgrund mehrerer Ursachen anders als der Degradationsprozess verlaufen kann. Be-kanntes Beispiel ist das Ausbleiben der Wiederbesiedelung nach Sanierung durch ausge-storbene Arten. Auch der zeitliche Ablauf unterscheidet sich oft deutlich. So kann der Wiederaufbau von Population, wenn die Populationsgröße der minimal lebensfähigen Populationsgröße nahe gekommen ist, ein Vielfaches des Zeitraumes des Degradations-prozesses ausmachen. Zudem ist auch für manche Systeme bekannt, dass sie bei Über-schreiten bestimmter Schwellenwerte in einen anderen Systemzustand kippen, aus dem sie nicht mehr oder sehr schwer in den ursprünglichen Zustand rückversetzt werden kön-nen (Gunderson & Holling 2002). Nichtsdestotrotz stellt der hier verwendete Ansatz aus unserer Sicht den derzeit einzig möglichen dar. Er entspricht auch dem belastungsorien-tiertem Konzept der Wasserrahmenrichtlinie. Die Sanierung chemisch/physikalischer und hydromorphologischer Belastungen ist solange voranzutreiben, bis der „gute Zustand“ bzw. das „gute Potential“ erreicht ist oder alle chemisch/physikalischen und hydromorpho-logischen Belastungen beseitigt sind, auch wenn das ökologische Ziel nicht erreicht wur-de. Dies kann insbesondere bei Fischen der Fall sein, wenn trotz Sanierung infolge ande-rer Umstände, z.B. ausgestorbene Arten, Verdrängung heimischer durch Fremdarten oder andere o.g. Einschränkungen, sich der „gute Zustand“ bzw. das „gute Potential“ nicht ein-stellt. Das MIRR-Projekt gliedert sich in 7 Arbeitspakete (AP). Im 1. AP wurden zuerst methodi-sche Vorarbeiten geleistet. Zu Beginn wurde eine Metadatenbank erstellt, die Informatio-nen über verfügbare Daten hinsichtlich Belastungstypen, Restaurationsmaßnahmen, zeitlich/räumlichen Skalen, Belastungskriterien, Belastungsdaten, fischökologische Daten, Kriterien und Zustandsbewertungen beinhaltete. Nach Analyse der zur Verfü-gung stehenden Daten und Abhaltung des 1. Expertenworkshop wurden jene Daten-quellen identifiziert, die im Rahmen des 1. AP im Detail recherchiert werden sollten. Im 2. AP wurden die erfassten Daten in einer Datenbank eingespeist. Im 3. AP wurden Wir-kungsmodelle erstellt, die die Reaktion von Fischen auf unterschiedliche anthropogene Beeinträchtigungen beschreiben. Darauf aufbauend wurde im 4. AP ein integratives In-strument zur Identifizierung primärer Restaurationsmaßnahmen erstellt. Besonderes Au-genmerk wurde auf die Kontinuumsproblematik gelegt („Kontinuumsschwerpunkt“ AP 5, separater Bericht). Anhand eines Fallbeispiels an der Traisen wird das Restaurationsin-

MIRR-Projekt 3

strument erprobt (AP 6, separater Bericht). Im AP7 werden die Restaurationsmaßnahmen in Form eines Maßnahmenkatalogs ausführlich beschrieben. AP 8 beschreibt den orga-nisatorischen Ablauf des Projektes hinsichtlich der Einbindung externer Experten sowie durchgeführter Expertenworkshops.

Intensität anthropogener Belastungen

Öko

logi

sche

rZus

tand

Restoration

schlecht

sehr gut

gering hoch Intensität anthropogener Belastungen

Öko

logi

sche

rZus

tand

Restoration

schlecht

sehr gut

gering hoch

Restauration

Degradation

Abbildung 2-1: Konzeptueller Ansatz des MIRR-Projekts: Degradationsprozesse werden stellvertretend für Restaurationsprozesse herangezogen

4 MIRR-Projekt

3 Datenrecherche (Arbeitspaket 1)

3.1 Methodische Vorarbeiten (Arbeitspaket 1a) Die methodischen Vorarbeiten umfassen die Auswahl von Belastungstypen und -kriterien, eine internationale Literaturrecherche samt Erstellung einer Metadatenbank sowie einen Bericht dazu. Der Bericht „Potential Pressure Criteria for Modelling Fish/Pressure Relati-onships in Running Waters - A Literature Review“ wurde im Februar 2006 fertig gestellt und ist seitdem über die Internetseite des BMLFUW beziehbar (was-ser.lebensministerium.at/filemanager/download/14534/).

MIRR-Projekt 5

3.2 Datenerhebung (Arbeitspaket 1b) Nach Sichtung der Metadaten und Zusammenstellung aller vorliegenden Rohdaten aus ganz Österreich wurde beschlossen, sich im Wesentlichen auf das Bundesland Niederös-terreich (NÖ) zu konzentrieren. Ausschlaggebend dafür war, dass die meisten biotischen und abiotischen Daten in ausreichender Qualität für NÖ vorlagen. Besondere Rolle dabei spielten die weitgehend flächig vorliegenden ökomorphologischen Erhebungen und Kar-tierungen von Querbauwerken in NÖ. Die Datenerhebung und Eingabe der Daten erfolgte über den Zeitraum Juni 2005 bis Mai 2006. Dabei wurden 3 unterschiedliche Gruppen bearbeitet: (1) Befischungsdaten, (2) Belastungsdaten und (3) charakterisierende Umweltparameter (z.B. Seehöhe, Gefälle, etc.). Folgende MitarbeiterInnen waren dabei beschäftigt: Christian Frangez, Carina Golubics, Gerold Hepp, Robert Holubarz, Johanna Huber, Mar-tin Huber, Iris Kagerer, Otto Kogler, Philip Pavlas, Gabi Pohl, Katharina Pötz, Erika Ram-sauer, Rafaela Schinegger, Clemens Trautwein, Bernd Wagner und Michael Weiß. In weiterer Folge werden Datengrundlagen sowie die grundsätzliche Vorgangsweise von Datenerhebung, -eingabe samt der durchgeführten Qualitätskontrolle beschrieben.

3.3 Recherche von Fischdaten Vorrausetzung für die Verwendung von Befischungsdaten war deren ausreichende Quali-tät. Darunter versteht sich die sog. WRRL und MIRR Tauglichkeit. Überprüft wurde die befischte Fläche, das Vorhanden sein von Angaben zur Länge einzelner Individuen, aber auch, ob die gewählte Befischungsmethode den Ansprüchen des Projektes entsprach. Zur Bearbeitung gelangten v.a. Daten des Instituts für Hydrobiologie und Gewässermana-gement, ein größerer Datensatz wurde vom Landesfischereiverband Niederösterreich (Fischartenkartierung NÖ) bereitgestellt; einige Probestellen kamen vom Bundesamt für Wasserwirtschaft (BAW) – Scharfling. Im Zuge der Bearbeitung von Fischdaten erfolgte auch die Codierung (Eindeutige Zuord-nung), Überprüfung der Lagegenauigkeit und die Aufnahme abiotischer Parameter, sofern sie den Protokollen beigelegt waren. Insgesamt liegen dem Projekt ca. 700 Beprobungsstellen (Sites) mit insgesamt knapp 1000 Beprobungsterminen (Fishing occasions) zugrunde. Es gingen jedoch nicht alle Punkte in die Analysen ein, da wie schon erwähnt, die ökomorphologische Kartierung nicht flächendeckend für ganz NÖ vorhanden war. Ca. 400 Strecken bilden sozusagen den kleinsten gemeinsamen Nenner dieses Projekts (Abbildung 3-1). Darin sind auch 71 Stau- und 50 Restwasserstrecken enthalten.

6 MIRR-Projekt

Abbildung 3-1: Lage der Befischungspunkte des MIRR-Projekts in NÖ (Fischregionen nach Haunschmid et al. (2004))

3.4 Recherche von Belastungsdaten

3.4.1 Belastungskriterienliste Eine Kriterienliste zur Beschreibung unterschiedlicher Belastungstypen wurde zu Beginn des Projektes auf Basis der Ergebnisse der Literaturrecherche (AP 1a), Erfahrungen der Bearbeitergruppe sowie eines nationalen Experten-Workshops erstellt. Aufgabe der Datenerhebung war es nun, für alle Strecken einzelner Fließgewässer, an denen Elektrobefischungen durchgeführt wurden, Belastungsdaten laut MIRR-Kriterienliste zu erheben. Die befischten Strecken werden in weiterer Folge als Befi-schungspunkte bzw. Pobestellen bezeichnet. Im Laufe der Bearbeitung wurden die Kriterien je Belastungsstyp mit den verfügbaren Datengrundlagen abgestimmt. Zusätzlich wurden im Zuge dieser Erhebungen verschie-dene Umweltparameter wie Entfernung zur Mündung, Gefälle, verschiedene Abflüsse wie MNQ, MQ, HQ, Einzugsgebietsgrößen zur Charakterisierung der Gewässer, etc. erhoben. Die Erhebungen von Belastungsdaten bezogen sich zum einen auf die Fischpunkte selbst, zum anderen auf unterschiedliche räumliche Maßstäbe (siehe unten).

MIRR-Projekt 7

Insgesamt wurden acht Belastungstypen (Kontinuum, Restwasser, Stau, Schwall, Regu-lierung, Landnutzung, Gewässergüte und sonstige Belastungen) festgelegt, die durch eine Vielzahl von Belastungskriterien charakterisiert sind. Für alle Belastungskriterien wurden Datenquelle, Methodik der Erfassung, Transformation in kategorische, ordinale und metrische Maßzahlen zur Beuteilung der Belastungsintensi-tät, Maßeinheit, räumlicher Maßstab sowie Bezeichnung und Kodierung in der Datenbank festgelegt und beschrieben. Nachfolgend sind die Kriterienlisten pro Belastungstyp darge-stellt.

Tabelle 3-1: Kriterienliste des Belastungstyps Kontinuum (FAHs = Fischaufstiegshilfen, FR = Fisch-region)

Kriterium Einheit Abstand von der nächsten Kontinuumsunterbrechung flussauf m (gerundet auf dm) Art der Kontinuumsunterbrechung flussauf ID ID (NÖMORPH) Abstand von der nächsten Kontinuumsunterbrechung flussab m (gerundet auf dm) Art der Kontinuumsunterbrechung flussab ID (NÖMORPH) Verbindung des Zubringers mit dem Hauptfluss/Vorfluter (nicht Anbindung) 1Ja/ 0 Nein Anzahl K.-unterbrechungen bis zum Vorfluter flussab bzw. bis Grenze Anzahl/Abschnitt Distanz zum Vorfluter m Anzahl FAHs gesamt bis Vorfluter flussab bzw. Grenze Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs funktionstüchtig bis zum Vorfluter Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit eingeschränkt bis zum Vorfluter Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit unbekannt bis zum Vorfluter Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs nicht funktionstüchtig bis zum Vorfluter Anzahl/Abschnitt Anzahl K.-unterbrechungen/Fischregion (FR zusammengefasst) Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs gesamt in Fischregion (FR) Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs funktionstüchtig FR Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit eingeschränkt FR Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit unbekannt FR Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs nicht funktionstüchtig FR Anzahl/Abschnitt Anzahl von K.-unterbrechungen/Flusssegment 1000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs gesamt bis Flusssegment 1000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs funktionstüchtig 1000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit eingeschränkt 1000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit unbekannt 1000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs nicht funktionstüchtig 1000m Anzahl/Abschnitt Anzahl von K.-unterbrechungen/Flusssegment 5000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs gesamt bis Flusssegment 5000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs funktionstüchtig 5000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit eingeschränkt 5000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit unbekannt 5000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs nicht funktionstüchtig 5000m Anzahl/Abschnitt Anzahl von K.-unterbrechungen/Flusssegment 10000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAH gesamt bis Flusssegment 10000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs funktionstüchtig 10000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit eingeschränkt 10000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs Funktionstüchtigkeit unbekannt 10000m Anzahl/Abschnitt Anzahl FAHs nicht funktionstüchtig 10000m Anzahl/Abschnitt Anzahl Zubringer/bewanderbarer Abschnitt total Anzahl Anzahl Zubringer total je FR Anzahl Altarme vorhanden/FR ( FR zusammengefasst) 1 Ja / 0 Nein Anzahl Altarme angebunden und wasserführend flussauf/FR Anzahl Anzahl Altarme getrennt wasserführend flussauf/FR Anzahl

8 MIRR-Projekt

Kriterium Einheit Anzahl Altarme getrennt nicht wasserführend flussauf/FR Anzahl Anzahl Altarme angebunden und wasserführend flussab/FR Anzahl Anzahl Altarme getrennt wasserführend flussab/FR Anzahl Anzahl Altarme getrennt nicht wasserführend flussab/FR Anzahl Distanz bis zum nächsten angebund/wasserführ Altarm flussauf/FR m Distanz bis zum nächsten getrennt/wasserführ Altarm flussauf/FR m Distanz bis zum nächsten getrennt/nicht wasserführ Altarm flussauf/FR m Distanz bis zum nächsten angebund/wasserführ Altarm flussab/FR m Distanz bis zum nächsten getrennt/wasserführ Altarm flussab/FR m Distanz bis zum nächsten getrennt/nicht wasserführ Altarm flussab/FR m Anzahl K.-unterbr bis zum nächsten angeb/wasserführ Altarm flussauf/FR Anzahl Anzahl K.-unterbr bis zum nächsten getrennt/wasserführ Altarm flussauf Anzahl Anzahl K.-unterbr bis zum nächsten getrennt/nicht wasserführ Altarm flussauf Anzahl Anzahl K.-unterbr bis zum nächsten angeb/wasserführ Altarm flussab/FR Anzahl Anzahl K.-unterbr bis zum nächsten getrennt/wasserführ Altarm flussab Anzahl Anzahl K.-unterbr bis zum nächsten getrennt/nicht wasserführ Altarm flussab Anzahl Länge Altarm angebunden flussauf/FR m (auf 50 m gerundet) Länge Altarm getrennt wasserführend flussauf/FR m (auf 50 m gerundet) Länge Altarm getrennt nicht wasserführend flussauf/FR m (auf 50 m gerundet) Länge Altarm angebunden wasserführend flussab/FR m (auf 50 m gerundet) Länge Altarm getrennt wasserführend flussab/FR m (auf 50 m gerundet) Länge Altarm getrennt nicht wasserführend flussab/FR m (auf 50 m gerundet)

Tabelle 3-2: Kriterienliste des Belastungstyps Stau

Kriterium Einheit Fischpunkt im Stau Ja/Nein Fischpunkt in Stauwurzel Ja/Nein Distanz zur Stauwurzel, berechenbar aus Distanz zur Kontinuumsunterbrechung flussab und Staulän-ge flussab m Länge Stauraum flussauf m Länge Stauraum flussab m Breite Stauraum / Kontinuumsunterbrechung flussauf m Breite Stauraum / Kontinuumsunterbrechung flussab m Info NÖMORPH - Stautyp flussauf text MQ - MNQ am unterhalb - oberhalb liegenden Querbauwerk m³ Höhe der flussaufgelegenen - flussabgelegenen K.unterbrechung m Maximale Tiefe des Gewässers m Durchschnittliche Tiefe des Gewässers m Verhältnis Stautiefe (Wehrhöhe) zu Abfluss (MQ – MNQ) Index Verhältnis Höhe/MQ flussauf- flussab Index Verhältnis Höhe/MNQ flussauf- flussab Index Verhältnis Staulänge/MQ flussauf - flußab Index Verhältnis Staulänge/MNQ flussauf - flußab Index Verhältnis maximale Tiefe des Gewässers zu MQ Index Verhältnis durchschnittliche Tiefe des Gewässers zu MQ Index Verhältnis maximale Tiefe des Gewässers zu MNQ Index Verhältnis durchschnittliche Tiefe des Gewässers zu MNQ Index Staulänge (ermittelt aus Stautiefe/Gefälle) m Verhältnis Fließstrecke / Stau zwischen den Kontinuumsunterbrechungen % Länge der Stauabschnitte zwischen 2 Kontinuumsunterbrechungen m Länge Fließstrecke zw. 2 Kontinuumsunterbrechungen m Länge intakte Fließstrecke (Morphologiebewertung <2) zw. Kontinuumsunterbrechungen m Länge Regulierung (Morphologiebewertung >2) zw. Kontinuumsunterbrechungen m Länge des veränderten Lebensraumes (Stau + Morphologiebewertung >2) zw. Kont.unterbrechungen m Verhältnis frei fließender Abschnitte / Staustrecken; Summe der Staue in Puffern 1000, 5000 und 10000m m und % Verhältnis frei fließende Abschnitte mit Morphologie <2 / Staustrecken Index Verhältnis Gesamtlänge / Morphologie <2 Index Sediment Klassen

MIRR-Projekt 9

Tabelle 3-3: Kriterienliste des Belastungstyps Restwasser

Kriterium Einheit

Totalausleitung Ja/Nein Restwasserabfluss absolut (l/s), % MQ, %MNQ Gestaffeltes Restwasserangabe (aber fast nie relevant) Ja/Nein Länge der Ausleitungsstrecke m Dotationsvorschreibung in l/s und in %; Ja/Nein Ja/Nein, % MNQ & MNQ Zwischeneinzugsgebiet km² Ausbaudurchfluss der KW-Anlage m³/s Verhältnis Ausbaudurchfluss zu MQ und MNQ Liter/MQ und Liter/MNQ in % Morphologie der RW Strecke nur im Berührungspunkt des Fisch-punktes (NÖMORPH) laut Morphologie-Abfrage

Tabelle 3-4: Kriterienliste des Belastungstyps Regulierung

Kriterium Einheit Ursprünglicher Flusstyp (KLF-Projekt) KLF-Kategorien Aktueller Flussverlauf KLF-Kategorien Veränderung des Flusstyps (Vergleich ursprünglich aktuell) Index 1,3,5 Breite der potentiellen Auenfläche m Ökomorphologie-Index (NÖMORPH) Index 1-4 Ufergehölze (BEW_VEGETAT) (re_strö, li_strö - NÖMORPH) Klassen Alle Ökomorphologieabfragen in Puffern 1000, 5000, 10000 und lokal Index 1-4

Tabelle 3-5: Kriterienliste des Belastungstyps Landnutzung

Kriterium Einheit Populationsdichte Einw./km² Landnutzung potentielle Au %, aufteilen auf einzelne Typen in %, Puffer in m Landnutzung Einzugsgebiet und Teileinzugsgebiet %, aufteilen auf einzelne Typen in %, Puffer in m Hemerobiegrad (SINUS-Datensatz) Index Versiegelungsgrad potentielle Au % Fläche, angebundene Versiegelung, mit Puffer

in m Versiegelungsgrad Einzugsgebiet und Teileinzugsgebiet flussauf % Fläche, mit Pufferungszonen in m Landnutzung direkt ans Gewässer anschließend „connected“ und in verschiedenen räumlichen Puffern

%, Pufferzonen in m

Tabelle 3-6: Kriterienliste des Belastungstyps Gewässergüte

Kriterium Einheit Anzahl Punktquellen flussauf Anzahl Wasserqualität Index Entfernung zur nächsten Punktquelle m Entfernung zur nächsten Kläranlage m Gewässergüte in der Vergangenheit >3, Ja/Nein Anzahl Kläranlagen (KA) flussauf Anzahl Ausbaukapazität KA flussauf gesamt EW-Zahl Ausbaukapazität der nächsten Kläranlage EW-Zahl

10 MIRR-Projekt

Tabelle 3-7: Kriterienliste des Belastungstyps Sonstige Eingriffe

Kriterium Einheit Fremdarten Index I-V Fischfresser Index I-V Besatz Index I-V Befischungsdruck Index I-V Schifffahrt Index I-V

3.4.2 Gewässerbetreuungskonzepte Von den bislang 47 in Österreich durchgeführten Gewässerbetreuungskonzepten (GBK) bzw. Schutzwasserwirtschaftlichen Grundsatzkonzepten, waren 36 verfügbar und wurden ausgewertet. Die Dokumentation der Ergebnisse erfolgte in einer eigenen Datenbank, in der die Verfügbarkeit (analog, digital) morphologischer und fischökologischer Daten sowie bearbeitete Beeinträchtigungen gespeichert wurden.

Abbildung 3-2: Lage der bearbeiteten GBK`s in Österreich Die GBK´s (Abbildung 3-3) wurden von den jeweilig zuständigen Behörden zur Verfügung gestellt. Nur wenige GBK´s lagen in digitaler Form vor. Daher wurde von der Mehrzahl eine Kopie erstellt. Zwar konnten weitgehend alle in Österreich durchgeführten GBK´s analysiert werden, jedoch war es nicht möglich, die enthaltenen Informationen hinsichtlich der MIRR Kriterien auszuwerten. Grund dafür war, dass in den einzelnen GBK’s sehr unterschiedliche Daten erhoben und unterschiedliche Standards verwendet wurden, sodass kein einheitlicher Datensatz aus den GBK’s extrahierbar war.

MIRR-Projekt 11

3.5 Recherche von Umweltparametern Parameter zur natürlichen Gewässercharakteristik sind einerseits für die Erstellung von Kalibrierungsmodellen für die Fischindices sowie für gewässertypenspezifische Analysen erforderlich. Diese Daten lagen den Befischungsdaten selbst in der benötigten Form meist nicht bei und mussten daher zusätzlich erhoben werden. Folgende Umweltparameter wurden zusätzlich erhoben: Seehöhe, Flussordnungszahl, Einzugsgebietsgröße, Gefälle, Entfernung zur Quelle und zur Mündung, Lufttemperatur, Abfluss, Geologie, Potentielles Auenniveau.

3.6 Methodik der GIS-Bearbeitung von Belastungs- und Umweltparametern Im MIRR-Projekt wurden sowohl Raster- als auch Vektordaten in einem geographischen Informationssystem (GIS) verarbeitet (ArcGIS - ArcMap 9.0 bzw. ArcCatalog 9.0). Daten im Vektorformat sind in diesem Projekt z.B. Befischungspunkte, Gewässer (als Linien) und Umlandpuffer (als Flächen). Landbedeckungsdaten (z.B. SINUS Datensatz) wurden als Raster verarbeitet, welcher sich aus einzelnen Kacheln (Pixel) zusammensetzt. Für die Datenerhebung und –analyse im MIRR-Projekt kamen vor allem räumliche Abfra-gen (Spatial Join), Attributsberechnungen (Flächen, Längen, Höhen etc.) und Bilanzierun-gen zur Anwendung. Als einheitliche Koordinatenprojektion wurde die konforme Schnittkegelprojektion nach Lambert gewählt (Bezugsellipsoid: Bessel 1841). Datengrundlagen Als wichtigste Datengrundlage wurden folgende Quellen verwendet: Digitales Berichtgewässernetz Versionen 1 bis 3, Digitales Geländemodell (DGM), Digita-le ÖK 50, NÖMORPH-Kartierung, ANF/KLF-Projektsdaten, Wasserbuch Niederösterreich, Abflussdaten (HZB), Landnutzungsdaten (CORINE-Datensatz, SINUS Datensatz, Heme-robiegrad), Daten zur Einzugsgebietsgröße und Gewässergüte (digitaler hydrologischer Atlas), Bevölkerungsdichte basierend auf Sinus Daten, WGEV Messstellen, OWK Basis-einteilung, alle aktuell verfügbaren Typologien (Fische, Bioregionen, Auen), Grundzustand und Saprobieindex der letzten 30 Jahre, Hydrologischer Atlas, Gewässergüteindex, Be-lastungsdaten aus der IST-Bestandsanalyse (inkl. Rohdaten vom UBA zu Kontinuumsun-terbrechungen, Restwasser, Schwall, Stau, Spülungen, Ökomorphologische Kartierung / Strukturgüte, Stoffliche Belastung und Kläranlagenstandorte), GBK´s und Wasserwirt-schaftlicher Rahmenplan der Kleinwasserkraftnutzung in NÖ. Qualitätskontrolle Lagegenauigkeit der Befischungspunkte Ein häufiges Problem stellt die Lageungenauigkeit der Fischpunkte dar. Dies beruht zum einen auf der unterschiedlichen Genauigkeit der Gewässernetze und zum anderen auch auf ungenauen Angaben in Befischungsprotokollen hinsichtlich der Lage, sofern sie nicht in digitaler Form vorlagen. Im Zuge der allgemeinen Qualitätsprüfung wurde die Lage der Befischungspunkte kontrolliert und gegebenenfalls bereinigt.

Kriterienbezogene Vorgangsweise

Im Zuge der Auswertungen mussten vor allem aus GIS technischen Gründen zusätzlich „Zwischenergebnisse“ erzeugt werden; diese waren zum Teil erst auf in Berechnungen

12 MIRR-Projekt

verwendbare Werte zu standardisieren. In den Rohtabellen wurden daher für jeden Belas-tungstyp das jeweilige Kriterium mit Datenbanknamen, Erhebungseinheit, Umrechnungs-schritt und endgültige Berechnungseinheit angegeben. In den Tabellen wurden in Folge neue und nicht ausgewertete Kriterien gekennzeichnet. Diese Tabellen stellten das vor-läufige Endergebnis der Datenrecherchen dar. Besonders wichtig war dabei die Standar-disierung von Abfragewerten für die Weiterverwendung in der endgültigen MIRR-Datenbank.

Pufferkreise um Befischungspunkte

Sowohl die Abfragen der Morphologie, der Kontinuumsunterbrechungen als auch der Landnutzung wurden auf unterschiedlichen räumlichen Ebenen durchgeführt. Dazu wur-den um alle Befischungspunkte Pufferkreise mit einem Durchmesser von 1 km, 5 km und 10 km gezogen.

Berechnung Einzugsgebietsgröße bzw. Teileinzugsgebietsgröße

Jedem Punkt (Befischungspunkt, Pegelstelle, Kontinuumsunterbrechung) wurde ein Ein-zugsgebiet (EZG) und ein Teileinzugsgebiet (TEZG) zugewiesen. Basierend auf den Hyd-rologischen Atlas Österreichs (HAÖ) konnten mittels eines für das MIRR-Projekt adaptier-ten Berechnungsmoduls, zur Verfügung gestellt von Josef Fürst (IWHW-BOKU), die Flä-chen berechnet werden.

Berechnung und Auswertung von Abflüssen

Für jeden Befischungspunkt, sowie für jedes Querbauwerk in den jeweiligen Flussab-schnitten, wurden folgende Abflüsse mittels GIS berechnet: MQ, MNQ, HQ1, HQ1,5, HQ2,33. Die Jährlichkeit HQ1,5 und HQ2,33 wurden der Literatur entnommen und stellen Werte dar, die im Sinne der „Regime Theorie“ maßgeblich für Gewässerdimension (Brei-te) und Ausprägung bestimmter Flusstypen sind. Für die Berechnungen wurde dabei ver-einfacht der Abflusswert der nächstgelegenen Pegelstelle über die Einzugsgebietsgröße im Befischungspunkt bzw. des Querbauwerkes interpoliert. Den eigenen interpolierten Abflusswerten wurden zu Vergleichszwecken die Werte der Studie „Kleinwasserkraftnutzung NÖ“ gegenübergestellt. Die im Rahmen dieser Studie erarbeiteten Werte wurden ebenfalls über eine lineare Interpolation der Abflüsse in Zu-sammenhang mit der Einzugsgebietsgröße durchgeführt; allerdings beschränken sich die Informationen auf Abschnittswerte.

Berechnung Längsgefälle Gewässerabschnitt

Für jeden Gewässerabschnitt erfolgte die Berechnung der Abschnittslänge (shape length). Dabei wurde die Abschnittslänge im Raum durch Überlagerung des Gewässernetzes mit dem digitalen Geländemodell (DGM) errechnet (3dlength). Weiters war es dadurch mög-lich, durch die Überlagerung mit dem DGM die Seehöhe (Zmax und Zmin) im Anfangs- und Endpunkt des Abschnittes zu ermitteln. Aus den drei Werten (Zmax, Zmin, shape length) wurde das durchschnittliche Abschnittsgefälle in Prozent berechnet und den Fischpunkten und Querbauwerken zugeordnet. Diese Information wurde zur Berechnung der Staulänge an den Querbauwerken und der Huet-Zonierung an allen Punkten weiter-verwendet.

MIRR-Projekt 13

Berechnung Längsgefälle punktuell

Unter Verwendung des digitalen Höhenmodells wurde ein Verfahren entwickelt, das für jeden beliebigen Punkt das Gefälle in bestimmten Puffern, abgestimmt auf die Gewässer-dimension berechnen kann. Die Ermittlung des Gefälles für die Punkte erfolgte in zwei Schritten: Analog zum EFI-Manual (FAME Consortium 2005) wurden je nach Größe des Einzugsgebietes für die ein-zelnen Punkte Liniensegmente mit einer Länge von 500 m, 2500 m und 5000 m flussauf und -ab ermittelt. Im zweiten Arbeitsschritt wurden diese Liniensegmente anschließend mit einem digitalen Höhenmodell überlagert. Das Gefälle kann somit aus der Höhendiffe-renz des höchsten und niedrigsten Punktes sowie deren Entfernung berechnet werden. Wenn ein Punkt sich z.B. aber nur 150 vor der Mündung befindet, wurde flussabwärts auch nur diese Distanz als Segmentlänge berücksichtigt. Gleiches gilt flussaufwärts, wenn ein Punkt beispielsweise 150 von der Quelle entfernt liegt. Dieses automatisierte Verfahren wurde den händisch aus der ÖK heraus gerechneten Werten gegenübergestellt und geprüft. Alle Abweichungen waren vernachlässigbar ge-ring.

Einteilung in Fischregionen

Bei den großen Flüssen (Einzugsgebiet über 500 km²) konnte auf die potentiell natürli-chen Fischregionen Österreichs der ANF/KLF- Studien zurückgegriffen werden (siehe Flusslandschaften Österreichs, Muhar et al. 2004). Die Fischregionen wurden für die Auswertungen wie folgt zusammengefasst:

• Epirhithral

• Epi-/ Metarhithral und Metarhithral

• Meta-/Hyporhithral und Hyporhithral

• Hyporhithral/Epipotamal und Epipotamal

• Epi-/Metapotamal und Metapotamal Es wurde jeweils die flussaufliegende Übergangsregion zu der unteren Fischregion hinzu-gerechnet. Zusätzlich wurde diese Einteilung mit der Huet-Zonierung und den Fish Index Austria (FIA) Typen (nach Haunschmid et al. 2006) verglichen. Die Fischregionen der kleineren Fließgewässer in Niederösterreich wurden aufgrund feh-lender Daten nicht ausgewertet. Die Fließgewässertypen nach Haunschmid et al. (2006), welche am BAW Scharfling mittels GIS erarbeitet wurden, standen dem MIRR – Projekt zusätzlich digital zur Verfügung. Diese Typologie wurde bei der Modellierung für die Un-terteilung in Rhithral und Potamal verwendet. Da diese Typologie laufend überarbeit wird, wurde versucht, mit der jeweils aktuellsten Version zu arbeiten.

3.6.1 Belastungsschwerpunkt Kontinuum und Fischaufstiegshilfen Folgende Kriterien konnten mittels der NÖMORPH-Kartierung und des Wasserbuchs GIS-mäßig ausgewertet werden:

• NÖMORPH-Daten

14 MIRR-Projekt

• Kontinuumsunterbrechungen - durch zusätzliche Freilandkartierungen ergänzt und überarbeitet

• Kontinuumsunterbrechungen - Wasserrechte (Wasserbuch) für ganz Niederöster-reich auch an nicht in der NÖMORH kartierten Flüssen

Zu Projektsbeginn wurde in einem fixen Bearbeitungsmaßstab (1:10.000) die MIRR Krite-rien im GIS erfasst. Die Anzahl der Kontinuumsunterbrechungen wurde nun je Pufferkreis berechnet. Die automatische Analyse im GIS machte aufgrund der starken Überlappung der Kreise (bedingt durch die räumliche Nähe einzelner Fischpunkte) eine händische Se-lektion der Puffer mit mehreren Exportschritten notwendig (siehe auch Kapitel Regulie-rung). Für die Abgrenzung des für Fische bewanderbaren Abschnitts wurden funktionsfä-hige FAHs mitberücksichtigt. FAHs mit unbekannter Funktionsfähigkeit wurden als Wan-derhindernis betrachtet. Problem Querbauwerke: Aufgrund von Schwierigkeiten bei der Zuweisung von Kraftwerksdaten (aus dem Wasser-buch bekannt) zu den betreffenden Kontinuumsunterbrechungen mussten in NÖ rund 150 Standorte vor Ort überprüft werden. Zwei Mitarbeiter waren ca. 10 Tage im Freiland un-terwegs und kontrollierten die Zugehörigkeit ausgewählter KW-Anlagen zu Kontinuumsun-terbrechungen sowie das Vorhandensein noch nicht kartierter Wehre. Zubringer und Altarme Die Anzahl der Zubringer pro für Fische bewanderbaren Abschnitt bzw. pro Fischregion wurde am Gewässernetz ermittelt. Die Bewanderbarkeit der Zubringer selbst konnte mangels geeigneter Informationen nicht bewertet werden. Die diesbezüglichen Auswer-tungen beziehen sich auf die jeweilige Fischregion. Der Parameter „Länge des Altarms“ ergibt sich aus den aufsummierten Längen der Altarme gleichen Typs flussauf bzw. fluss-ab des Fischpunktes innerhalb einer Fischregion. Die Messung der Länge der einzelnen Altarme erfolgte durch Ermittlung der längsten Ausdehnung. Danach wurde der Wert auf 50 m Klassen (0 – 50; 51 – 100 usw.) gerundet. Die Werte mehrerer Altarme innerhalb einer Fischregion wurden summiert. Altarme, die in den NÖMORPH-Daten verzeichnet sind, jedoch in der ÖK 50 nicht aufscheinen, wurden als Klasse 50 m eingestuft.

3.6.2 Belastungstyp Restwasser Nachdem keine Daten zu den Kraftwerken (Restwasserstreckenlängen, Ausbaudurchflüs-sen oder Staulängen) für NÖ vorhanden waren, wurden diese Daten in Form eines GIS-Layers anhand der Wasserbucheinträge und der Lagekoordinaten der Kraftwerke erhoben und dargestellt. Dabei wurde festgestellt, dass: A) ein Teil der Kraftwerke nicht den entsprechenden Kontinuumsunterbrechungen zuge-wiesen werden konnte; B) dass viele Kraftwerke existierten, obwohl keine Kontinuumsunterbrechungen im unmit-telbaren (relevanten) Bereich kartiert worden waren. Daher wurden diese Unsicherheiten im Freiland überprüft (siehe oben). Hinsichtlich der Bewertung von Restwassereinflüssen wurden Synergien mit dem derzeit am IHG von Bernhard Zeiringer et al. durchgeführten Restwasser-Studie der EVN „Bewertung und Validierung von Restwasser beeinflussten Fließgewässerstrecken in Österreich“ genutzt.

MIRR-Projekt 15

Diese Studie beinhaltet die Analyse von 12 Kraftwerken mit 20 Befischungsstrecken, die anonymisiert im MIRR Datensatz inkludiert wurden. Einige Parameter wurden zusätzlich als Basisinformationen aus dem Wasserbuch erho-ben: Dotation Beschreibt die Vorschreibung laut Wasserbuch (Einheit: l/s); zumeist waren jedoch keine Angaben aus den Wasserbucheinträgen zu entnehmen, weshalb bei den letztendlich tat-sächlich relevanten Wehranlagen deren Betreiber angerufen und die Restwasserabflüsse und Betriebsweise telefonisch erfragt wurden. Ausbaudurchfluss Der Ausbaudurchfluss entspricht der Summe des Ausbaudurchflusses aller Turbinen laut Wasserbucheintrag. Es wurde immer der maximal mögliche Durchfluss eingetragen (Ein-heit: l/s). Restwasserlänge aus dem GIS Die Ergebnisse aus der Auswertung des Wasserbuchs waren Grundlage für die weitere Bearbeitung im GIS. Die Restwasserlänge wurde graphisch der entsprechenden Konti-nuumsunterbrechung und dem Gewässerabschnitt zugeordnet. Dabei mussten einige Gewässerabschnitte auf die ausgewiesene Restwasserlänge geschnitten bzw. mehrere Teilstrecken zu einer Restwasserstrecke zusammengeführt werden. Dies machte eine aufwändige händische Bearbeitung notwendig. Insgesamt sind nun 222 Restwasserstre-cken in Niederösterreich ausgewiesen. Im Gegensatz zu den Stauinformationen (siehe unten) sind die Angaben zum Restwasser für NÖ als wesentlich unvollständiger und un-genauer anzusehen.

3.6.3 Belastungstyp Stau Stautyp

Der Typ des zu einer Befischungsstrecke flussauf und flussab nächstgelegenen Staus wurde, wenn angegeben, aus den NÖMORPH-Daten erhoben. Auf die Unterscheidung in Uferdamm und Talsperre wurde verzichtet. Den Befischungsprotokollen wurde entnom-men, ob die Befischungsstrecke im Stau selbst oder in der Stauwurzel lag. Breite und Länge des Stauraums Die Breite des nächstgelegenen Stauraums flussauf bzw. flussab einer Befischungsstre-cke wurde aus den Daten der NÖMORPH Kartierung entnommen. In der NÖMORPH-Datenbank gibt es nur vereinzelt Angaben zu den Staulängen bzw. wurden in der morphologischen Zustandsbewertung nur wenige Strecken (76 Nennungen) als „Stau“ klassifiziert. In seltenen Fällen ist die Staulänge im Wasserbuch eingetragen. Mittels GIS wurde die Staulänge für alle Wehranlagen, die flussauf und/oder flussab einer Befischungsstrecke liegen und keine Angaben im Wasserbuch enthielten, bearbeitet. Die theoretische Staulänge konnte über die Bauwerkshöhe und das Gefälle ermittelt werden. NÖMORPH-Kartierungen, die den Stau nicht berücksichtigten, wurden ergänzt. Diese Nachbearbeitungen waren problematisch und enorm zeitaufwändig, da die Bewertungs-abschnitte der NÖMORPH-Kartierung unterschiedlich lange Strecken aufweisen bzw. die

16 MIRR-Projekt

Bewertungsergebnisse innerhalb einer korrigierten Staustrecke mehrmals wechseln kön-nen. Diese Berechnungen wurden mit bekannten Staulängen überprüft, um den Fehler dieser Vorgangsweise bestimmen zu können. Die Abweichungen waren weitgehend vernachläs-sigbar, so dass diese Methode als sinnvoll erachtet wurde. Wassertiefe und Sediment Angaben zu Wassertiefe und Sediment konnten den originalen Befischungsprotokollen direkt entnommen werden. Verhältnis Stau zu Fließstrecke

Dieser Parameter gibt Aufschluss über den verfügbaren Lebensraum zwischen zwei Weh-ren. Diese Abfrage wurde nur für zwischen zwei Wehren liegende Fischpunkte durchge-führt. Ergebnis ist die absolute Länge der Strecke zwischen den Wehren, sowie der Anteil des Staues und die jeweiligen Längen der NÖMORPH-kartierten Zustandsklassen. Stau-Lebensraum

Um den Größe des Stauraums in Bezug zur Größe des Gewässers zu setzen, wurden sowohl Staulänge als auch Stautiefe (=Bauwerkshöhe) des jeweils oberen und unteren Bauwerkes durch MQ bzw. MNQ dividiert; dieser Wert beschreibt näherungsweise die „Durchströmung“ des Staues und wird als Maß der Veränderung der Lebensraumverhält-nisse infolge Stau betrachtet.

3.6.4 Belastungstyp Regulierung Auswertungen der NÖMORPH-Kartierung Ausgangsdaten waren die ökomorphologischen Kartierungsergebnisse der NÖMORPH-Daten. Zu Beginn mussten sämtliche Shapefiles der NÖMORPH-Kartierung in das Be-zugssystem Austria-Lambert projiziert werden. Folgende Ergebnisse bzw. Bewertungen der NÖMORPH-Kartierung wurden analysiert:

Der Summenparameter (1) Gesamtbewertung und die Einzelsummenparameter (2) Linie-führung, (3) Sohle, (4) Verzahnung, (5) Böschung sowie (6) Vegetation. Jede Analyse wurde am Fischpunkt selbst sowie in den drei Pufferzonen (siehe oben) durchgeführt. Dabei wurden alle Werte z. B. des Parameters Sohle innerhalb eines Puf-ferkreises abgefragt und dem Befischungspunkt zugeordnet. Die Bearbeitung war extrem zeitaufwändig, da bei der automatischen Abfrage sich überlagernde Puffer händisch se-lektiert werden mussten. So waren für die gesamte Bearbeitung z.B. am Puffer 10 km bis zu 19 Selektionsschritte und damit 38 Einzelanalysen (jeweils für linke und rechte Ufersei-te) notwendig. Potenzielle Auenbreite Die potenzielle Auenfläche wurde für die großen Fließgewässer aus den ANF/KLF Pro-jektsdaten übernommen. Im GIS mussten die Flächen vom stark generalisierten ANF/KLF-Gewässernetz auf das Basis-Gewässernetz des MIRR-Projektes abgestimmt werden. Die Auenflächen der kleineren Fließgewässer, an denen Fischstrecken vorhan-den waren, wurden händisch digitalisiert. Dabei wurden die Flächen aufgrund des Ver-laufs der Höhenschichtlinien auf der digitalen ÖK 50 in einem fixen Arbeitsmaßstab von

MIRR-Projekt 17

1:10.000 ermittelt. Diese Vorgangsweise wurde aufgrund einer Kosten/Nutzenabwägung und aufgrund der guten Übereinstimmung mit den ANF/KLF-Ergebnisse gewählt. Bei Tieflandflüssen kann anhand der ÖK 50 mit der verwendeten Methode keine Abgren-zung vorgenommen werden, da die nächste Höhenschichtlinie zu weit weg ist. Hier braucht man auf jeden Fall Zusatzinformationen wie geologische Karten, Bodenkarten bzw. eine Geländeaufnahme. Aus diesem Grund gibt es für einige Befischungspunkte im Tiefland (ca. 40 Punkte an Piesting, Triesting oder Fischa) keine Werte. Die Breite der potenziellen Auenfläche wurde im GIS ermittelt. Dabei wurde im Befi-schungspunkt eine Normale auf die Talachse gelegt, die Breite innerhalb der potenziellen Auenfläche gemessen und auf eine Zehnerstelle gerundet. Morphologischer Flusstyp/ aktueller Flussverlauf Die Daten zum potenziell morphologischen Flusstyp und aktuellen Flussverlauf wurden für die großen Fließgewässer aus den ANF/KLF Projektsdaten übernommen. Für folgende kleine Gewässer erfolgte eine Neueinstufung v.a. auf Basis der NÖMORPH-Daten: Braunaubach, Erlauf, Fischa, Große Krems, Große Ysper, Kleine Erlauf, Kleiner Kamp, Mank, Melk, Perschling, Piesting, Pitten, Traisen, Triesting, Url. Dabei wurde der Flusstyp „verzweigt“ (NÖMORPH) der Ausprägung „Furkation“ (ANF/KLF) zugeordnet. Übergangstypen mit Kombination (z. B gewunden und Mäander-typ) wurden überarbeitet und einem Flusstyp zugewiesen. Bei den NÖMORPH-Daten erfolgte keine Unterscheidung zwischen „Flussmäander“ und „Talmäander“. Die betroffe-nen Flussstrecken wurden anhand der digitalen ÖK 50 überarbeitet. Der aktuelle Fluss-verlauf wurde ebenfalls anhand der ÖK 50 beurteilt.

3.6.5 Belastungstyp Landnutzung Die Daten zur Landnutzung stellen einen international immer stärker in den Vordergrund rückenden Themenbereich hinsichtlich der Beurteilung des Gewässerzustandes dar. Deshalb wurden im MIRR Projekt Landnutzungsdaten mittels SINUS Datensatz auf unter-schiedlichen Skalen erhoben (Tabelle 3-8). Dieser von Wrbka et al. (2003) im Zuge eines KLF-Projekts erarbeitete Datensatz stellte sich als wesentlich feinmaschiger und genauer als der bekanntere CORINE Datensatz heraus. Unterschiedliche räumliche Ebenen

Um die Landnutzung auf unterschiedlichen räumlichen Ebenen auswerten zu können, wurden für jeden Befischungspunkt eine Reihe von Puffern erstellt. Dabei wurden sowohl laterale als auch longitudinale Puffer verwendet (Tabelle 3-9). Für die Auswertung und Bilanzierung von Landnutzung bzw. Hemerobiegrad wurden die erstellten Puffervektoren zu Rasterdaten konvertiert. Mit der Operation „COMBINATORI-AL AND“ (CAND) im Raster „Calculator“ von ArcGIS werden die rasterisierten Puffer mit den Landnutzungsdaten (SINUS) bzw. Hemerobie überlagert. Ergebnis ist eine Tabelle, deren Schlüssel der Probestellencode (SITE_CODE) des Fischpunktes und die Landnut-zungsklasse bilden. Daraus lassen sich zu jedem Fischpunkt die Landnutzungsklassen bilanzieren. Aufgrund der überaus hohen Korrelation mit den Landnutzungsdaten wurden die Heme-robiedaten nicht in den Modellanalysen berücksichtigt.

18 MIRR-Projekt

Teileinzugsgebiet (TEZG)

Im digitalen hydrologischen Atlas für Österreich (digHAO) sind die Einzugsgebiete in Teil-einzugsgebiete gegliedert, die in dieser Form auch für die Begrenzung der Skalenebene Teileinzugsgebiet übernommen wurden.

Tabelle 3-10: Übersicht der lateralen und longitudinalen Puffer für die Landnutzungsauswertungen. Aus der Verschneidung von lateralen und longitudinalen Puffern kommen insgesamt 31 Landnut-zungskriterien an jedem Fischpunkt zu Stande.

Kombination lateral

Ohne latera-len Puffer

pot. Au-fläche 100m 50m 30m con-

nected

Gesamt- EZG 1LC_SINUS_EZG

2HEMEROBIE_EZG

Teil- EZG

Fischregion -

10 km -

5 km -

1 km -

3LC_SINUS_0_10

4HEMEROBIE_0-10

long

itudi

nal

LOCAL= 0 - -

Gesamteinzugsgebiet (EZG)

Für die Abgrenzung der Gesamteinzugsgebiete wurden die Daten des digHAO herange-zogen, indem mit einer GIS-Erweiterung (Visual Basic Skript) rechnerisch alle Attribute der oberhalb liegenden Teileinzugsgebiete ausgewählt und aufsummiert werden. Potentielles Auenniveau

Nach einer Abgrenzung des potentiell natürlichen Auenniveaus aufgrund der Topographie ohne Verbauungen und Regulierungen werden auch diese Flächen mit den longitudinalen Puffern verschnitten und darin die aktuellen Landnutzungen abgefragt (Abbildung 3-3).

MIRR-Projekt 19

Abbildung 3-3: Beispiel für die Erstellung der verschiedenen longitudinalen und lateralen Puffer

3.6.6 Belastungstyp Bevölkerungsdichte Auf Basis der Sinus Daten und gemeindebezogener Einwohnerzahlen wurde ein neuer Parameter berechnet: Einwohner Siedlungsköper / Fläche Siedlungskörper. Es stellt somit die Anzahl der Einwohner pro Pixel dar; unter der Annahme, dass sie gleichmäßig im Siedlungskörper verteilt sind.

3.6.7 Belastungstyp Gewässergüte Es stand der Datensatz des UBA zu Punktquellen und Kläranlagen zur Verfügung. Diese wurden hinsichtlich Anzahl flussauf, Lage der nächsten Punktquelle zum Befischungs-punkt sowie der Ausbaukapazität (gesamt flussauf sowie der nächsten Punktquelle fluss-auf) ausgewertet.

3.6.8 Sonstige Eingriffe Zu den Sonstigen Belastungskriterien lagen nur sehr vereinzelt und unvollständige Infor-mationen vor. Sie gingen aus diesem Grund nicht in die MIRR-Datenbank ein. Auch für die Beurteilung des Einflusses der fischereilichen Bewirtschaftung lagen kaum Daten vor. Die Bewirtschaftung kann sich erfahrungsgemäß v.a. in Form übermäßigen Besatzes niederschlagen. Es wurde daher angestrebt, derartige Probestellen im Daten-satz zu identifizieren und nötigenfalls zu eliminieren. Dies erfolgte zumindest exempla-risch für einen Teil der Daten, nämlich im Traiseneinzugsgebiet, da dort die meisten Befi-

20 MIRR-Projekt

schungen vom IHG selbst durchgeführt worden waren und die fischereilichen Verhältnisse den Bearbeitern besonders gut bekannt sind. Interessanter Weise war jedoch auf Exper-tenebene in keiner der Probestellen anhand des Vergleiches der vorherrschenden Bewirt-schaftung mit den festgestellten Fischbestandsdaten ein Einfluss erkennbar. Daher wur-den auch keine Probenstellen aus dem Datensatz aufgrund der Bewirtschaftung für die weiterführenden Analysen entfernt. Ein weiterer wesentlicher Belastungsfaktor stellt der übermäßige Fraßdruck durch fisch-fressende Vögel dar (Kormoran und in letzter Zeit auch Gänsesäger). Leider gibt es dazu kaum quantitative Daten und Untersuchungen. Mögliche Einflüsse werden in der Diskus-sion der Ergebnisse behandelt.

MIRR-Projekt 21

4 MIRR-Datenbank (Arbeitspaket 2)

4.1 Datenbankstruktur allgemein Die MIRR Datenbank besteht grundsätzlich aus 15 verschiedenen Themenbereichen (Abbildung 4-1) und 23 Tabellen (Abbildung 4-2). Die Themen der beiden Tabellen Site und Fishing occasion beinhalten alle wichtigen Charakteristika der einzelnen Probenstel-len. In den Tabellen Catch (Fang) und Length (Fischlängen) sind Daten zu den gefange-nen Fischen und deren Längen gespeichert. Alle Angaben hinsichtlich anthropogener Eingriffe sind in den Themen Continuum (Kontinuumsunterbrechung), Morphology (Regu-lierung), Impoundment (Stau), Residual flow (Restwasser), Land use (Landnutzung), In-dex of human influence (Hemerobie), Water quality (Kläranlagen) und Population (Popula-tionsdichte) enthalten. Zusätzlich sind in der Datenbank noch Themenbereiche wie Migra-tion (Migrationsdaten des Kontinuumsschwerpunktes), Historic data (historischen Verbrei-tung) und Fish Metrik (berechnete Metrik, 10 Tabellen) enthalten. Um Metrik berechnen zu können ist auch noch die Tabelle „Taxa and Guilds“ (Fischarten und Gilden) notwen-dig. Sie enthält die Gildenklassifikation aller Fischarten. Die Datenbankstruktur entspricht im Wesentlichen jener der erprobten FIDES Datenbank (FAME Projekt), die um weitere Belastungskriterien und diverse Metrikvariaten ergänzt wurde.

1 SiteSite_code

2 Fishing occasionSite_codeDate

4 Residual flowSite_code

4 CatchSite_codeDateFish species

3 MethodSite_codeDate

3 ImpoundmentSite_code

1 CriteriaSite_code

5 LengthFish species

Length_class

2 MorphologySite_code

5 LanduseSite_codeDate

6 Index of human influenceSite_codeDate

7 WaterqualitySite_CodeDate

8 PopulationSite_CodeDate

I

II

III1 MigrationSite_codeDateSpecies

2 HistoricSite_codeDateSpecies

3 Fish metricsSite_codeDate

Abbildung 4-1: Allgemeine Übersicht der MIRR Datenbankstruktur

Die MIRR Datenbank ist eine relationale Datenbank in MS Access®, bestehend aus einer Vielzahl von Tabellen, die über eindeutige Beziehungen (Relationen) verknüpft sind. Wie

22 MIRR-Projekt

der Abbildung 4-3 und dem Anhang zu entnehmen ist, besteht die MIRR-Datenbank aus 23 Tabellen. Jede Tabelle und jeder Datensatz benötigt einen eindeutigen Schlüssel (Primäry Key, PK). Eine Codierung nach Anfangsbuchstaben der Gewässernamen kom-biniert mit der jeweiligen Seehöhe der Befischung wurde erarbeitet. Dies wäre zum Beispiel in der Tabelle „Site“ eine codierte Streckenbezeichnung, der „Si-tecode“. Dieser kommt jeweils nur einmal je Probenstelle vor und lässt sich somit eindeu-tig zuordnen. In der Tabelle „Fishing Occasion“ wird zusätzlich das Befischungsdatum „Date“ als PK eingeführt, da es durchaus sein kann, dass an einer Probenstelle zu unter-schiedlichen Zeitpunkten gefischt wird. Weiters lassen sich mittels PK Beziehungen zu anderen Tabellen herstellen. So sind in der Abbildung 4-2 alle Primärschlüssel fett ge-druckt dargestellt. Der Sitecode, Breitengrad (Latitude), Längengrad (Longitude), Date und der wissenschaftliche Artname (Species) fungieren als Primärschlüssel, um jeden artenmäßigen Fang eindeutig zu identifizieren. Die Sprache der Datenbank ist aufgrund der gewünschten Kompatibilität mit anderen Datenbanken (FIDES, EFI+ Datenbank) in Englisch gehalten.

4.2 Beschreibung der einzelnen Tabellen und Attribute Insgesamt besteht die MIRR DB aus 23 Tabellen mit über 1000 Variablen (Attributen), die bis auf die einzelnen Kombinationen von Metrik – dies würde den Rahmen sprengen - im Anhang gelistet und im Detail beschrieben sind. Die Varianten der Metrikberechnung sind unten erläutert. Tabelle Site In dieser Tabelle sind abiotische Daten der einzelnen Befischungsstellen gespeichert. Sie beschreiben unter anderem die geographischen und flusstypspezifischen Gegebenheiten vor Ort. Alle enthaltenen Attribute, wie Seehöhe, Gefälle oder Entfernung zur Quelle, die auch über vergleichsweise lange Zeiträume keinen Änderungen unterworfen sind und sich daher gut als Prognosevariable für die Regressions-Modelle eignen (siehe AP 3). „Si-te_code“, „Latitude“ und „Longitude“ dienen hier als Primärschlüssel und stehen in einer relationaler Beziehung zur Tabelle Fishing_occasion. Tabelle Fishing_occasion Hier sind die Daten zu den durchgeführten Befischungen abgespeichert. Die Attribute enthalten unter anderem Informationen zur Befischungsmethode, zur befischten Fläche, zur Anzahl der Befischungsdurchgänge und zum verwendeten Equipment. Durch die Pri-märschlüssel: „Site_code“, „Latitude“, „Longitude“ und „Date“ steht diese Tabelle in Ver-bindung mit der Tabelle Catch. Qualitätskontrolle und Zuordnung zu Belastungstypen, aber auch die Gewässerbreite sind in der Tabelle Fishing_occasion gelistet. Tabelle Catch Daten über die Anzahl der gefangenen Fischindividuen sind in dieser Tabelle zusammen-gefasst. Die einzelnen Attribute enthalten den wissenschaftlichen Namen der jeweiligen Fischart, die Anzahl der tatsächlich gefangenen Individuen pro Durchgang sowie Angaben zur Gesamtzahl der gefangenen Fische und deren Biomasse. In dieser Tabelle werden die in der Tabelle Fishing_occasion bestehenden Primärschlüssel durch einen weiteren „Species“ (Fischart) ergänzt. Diese stellen wiederum die Verbindung zur Tabelle Length her.

MIRR-Projekt 23

Tabelle Length Alle Fischindividuen der Datenbank sind hier mittels Gruppierung jeweiliger Fischlängen durch das Attribut „Number“ also der Anzahl gefangener Fische einer speziellen Länge enthalten. Site_code, Koordinaten (Latitude, Longitude), Datum (Date), Artbezeichnung (Species) und Länge (Length) sind als PK definiert. Jedes Individuum samt seiner ge-messenen Körperlänge kann somit über die PK einer Befischung sowie einer Befi-schungsstelle zugeordnet werden.

Abbildung 4-2: Beziehungen der einzelnen MIRR Tabellen

Tabelle Criteria Enthalten sind unter anderem Daten zum aktuellen und historischen Flussverlauf sowie Daten zur Auenfläche. So sind die Breite der potentiellen Auenfläche in Metern, die Ver-ringerung der potentiellen Auenfläche in Prozent und der Fischregionsindex einer Befi-schungsstelle enthalten. Der Site_code dient hier, wie in allen anderen folgenden, die Belastungen betreffenden Tabellen als PK.

24 MIRR-Projekt

Tabelle Continuum Daten bezüglich Kontinuumsunterbrechungen und Fischaufstiegshilfen flussauf wie fluss-ab sind in dieser Tabelle, wie zum Beispiel der Abstand zur nächsten Kontinuumsun-terbrechung flussauf und flussab, enthalten. Tabelle Residual_flow In dieser Tabelle sind Attribute bezüglich Restwasser enthalten. Es finden sich hier Para-meter zur Länge und Dotation der Restwasserstrecke, zum potentiellen Mittel- und Nie-derwasserabfluss sowie zum Ausbaudurchfluss. Tabelle Impoundment Informationen betreffend flussauf und flussab gelegener Staue sind in dieser Tabelle zu-sammengefasst. Sie enthält neben dem Site_code, Informationen wie Länge des nächs-ten flussauf sowie flussab gelegenen Stauraums und die dazu gehörende Breite. Tabelle Morphology Hier erfolgt die morphologische Beschreibung einer Probestelle am Befischungspunkt sowie in kreisrunden Puffern von 1, 5 und 10 km um die Befischungsstelle. Die nach den kartierten Abschnitten gewichteten Bewertungen sind für das jeweils linke und rechte Ufer ausgewiesen. Zusätzlich wurde auch ein Gesamtwert beider Ufer ermittelt. Als Stau aus-gewiesene Strecken wurden grundsätzlich mit der schlechtesten Note, nämlich 4, bewer-tet. Tabelle Combined_impacts Hier sind Daten, welche sich auf die Länge eines Abschnitts zwischen zwei Kontinuum-sunterbrechungen beziehen, enthalten. Die gesamte Länge des Abschnitts zwischen zwei Kontinuumsunterbrechungen, die Länge des Abschnittes zwischen 2 Kontinuumsun-terbrechungen mit Morphologiebewertung kleiner gleich 2 und größer 2, die Länge der Stauabschnitte zwischen zwei Kontinuumsunterbrechungen sowie die Länge der frei flie-ßenden Abschnitte zwischen zwei Kontinuumsunterbrechungen sind berechnet. Tabelle Landuse_percent In dieser Tabelle sind Attribute bezüglich der die Befischungsstelle umgebenden Landnut-zung zusammengefasst. Die prozentuelle Berechnung der Landnutzungsklassen (1 = Wald, 2 = extensives Grünland, 3 = intensiv landwirtschaftlich genutzte Flächen, 4 = ver-siegelte Flächen, 5 = restliche vegetationsfreie Flächen) erfolgt anhand verschieden gro-ßer Puffer. Einerseits sind dies longitudinale und andererseits laterale Puffer. Tabelle Water quality Diese Tabelle enthält historische (Gewässergüteklasse der Jahre 2001, 1998, 1988, und 1966) sowie aktuelle Daten zur Gewässergüte. Zusätzlich sind Informationen über fluss-auf gelegene Kläranlagen enthalten. Tabelle Population Daten, welche sich mit der Populationsdichte der angrenzenden Gebiete sowie der Ein-zugsgebiete befassen, sind in dieser Tabelle vereint. Den Primärschlüssel dieser Tabelle bildet, im Gegensatz zu den anderen Tabellen, das Attribut „HYDROID“. Die Beziehung zur Tabelle Site wird durch einen Umweg über die Hilfstabelle HYDROID_SITECODE hergestellt. Diese Tabelle ist aus Übersichtsgründen nicht in der Abbildung 4-2 enthalten.

MIRR-Projekt 25

Tabellen Metrik Varianten In sieben weiteren Tabellen sind verschiedene Varianten von Metrik, wie im folgenden Kapitel beschrieben, berechnet. Neben der Berechnung von Metrik mit allen Fischen wur-den jene Fische gesondert gefiltert, die entweder größer oder kleiner als 200 mm bzw. 150 mm waren, und daraus die jeweiligen Metrik neu berechnet. PK sind die Koordinaten der Site_code und das Datum. Hilfstabelle Taxa_and_guilds Diese Hilfstabelle enthält eine vollständige Auflistung der Fischarten und ihrer Gildenzu-gehörigkeit. Über den Primärschlüssel Species ist diese Tabelle mit der Tabelle Catch verbunden. Attribute dieser Tabelle sind unter anderem der deutsche Name der Fischart, die Familie, das Wanderverhalten, die allgemeine Toleranz hinsichtlich anthropogener Eingriffe, Ernährungs- Laich und Habitatgilden (siehe auch folgendes Kapitel). Hilfstabelle Metadata In dieser Tabelle sind weitere Informationen zu den Untersuchungsstellen enthalten. Hier sind z.B. die Bearbeiter der einzelnen Datensätze (Bearbeiter), Bezeichnungen der Fisch-reviere (Revier), der Befischungsstrecken (Strecke) sowie ergänzende Bemerkungen (Bemerkungen) vermerkt.

4.3 Berechnen von Fischmetrik Die Kriterien zur Beurteilung des fischökologischen Zustandes, die so genannten Metrik, wurden analog dem FAME-Projekt ermittelt (FAME-consortium 2005, http://fame.boku.ac.at). Zusätzlich wurden weitere Metrik Varianten eingeführt. Die erwei-terte und überarbeitete Tabelle „Taxa and Guilds“ samt Einstufung der einzelnen Arten, die die Grundlage zur Metrikberechnung bildet, findet sich im Anhang. Der Populationsaufbau konnte insofern berücksichtigt werden, als jene Fische mit Hilfe der Tabelle Length gesondert gefiltert wurden, die entweder größer oder kleiner als 200 mm bzw. 150 mm waren. Die Einteilung in autochtone und allochtone Fischarten in der Tabelle „Taxa and Guilds“ bezieht sich im Wesentlichen auf das Einzugsgebiet der Donau. Lediglich der Dreistachli-ger Stichling (Gasterosteus aculeatus) und Aal (Anguilla anguilla) sind, so ferne sie dort auch vorkommen, im Einzugsgebiet der Elbe im Norden Niederösterreichs als heimisch eingestuft. Mittels einer in MS Access programmierten Software Routine (Abbildung 4-3) konnte eine Vielzahl an Metrikvarianten automatisiert berechnet werden. Diese Metrik beziehen sich auf heimische und nicht heimische Fischarten (Artenanzahl, Abundanz und Biomasse) sowie auf die einzelnen Gilden (Noble et al 2007). Im Wesentlichen wurden 6 funktionelle Gruppen (Anhang) wie Toleranz, Nahrung, Reproduktion, Habitat, Lebensdauer und Wanderverhalten berücksichtigt (Hughes & Oberdorff 1999; Oberdorff et al 2001). Zusätz-lich wurden noch der Anteil an Bachforellen und der Anteil von Bach und Regenbogenfo-rellen berechnet. Bei einigen Gildentypen wurde zwischen engerer (obligat) und breiterer Einnischung unterschieden (z.B. „obligat tolerant“ versus „tolerant“). Die Softwareroutine bietet neben der Längenauswahl auch die Möglichkeit, Groß- und Kleinfischarten, lang- und kurzlebige Arten, Mindestanzahl tatsächlich gefangener Indivi-duen und die Familie vorzuselektieren. Mit individuell den jeweiligen Fragestellungen an-

26 MIRR-Projekt

gepasster Vorselektion ist es dann möglich, eine Reihe unterschiedlicher Metrik zu be-rechnen.

Abbildung 4-3: MS Access Oberfläche zur Metrikberechnung

4.4 Fischdaten der MIRR-Datenbank Im Untersuchungsgebiet kommen insgesamt 59 Fischarten in 55 Flüssen, an 478 Pro-benstellen mit 638 Befischungsterminen vor. Von den ursprünglich in die Datenbank ein-gearbeiteten 782 Probenstellen (insgesamt 1001 Befischungen) wurden in der folgenden Auswertung nur jene berücksichtigt, für die auch ökomorphologische Bewertungen vorla-gen. Wie aus Tabelle 4-1 ersichtlich macht der Anteil an Bach- und die Regenbogenforelle ins-gesamt 42,3 Prozent aus. Weitere häufige Arten sind die Koppe, das Aitel, der Gründling, die Äsche und das Rotauge. Alle anderen Arten haben einen Anteil unter 4 Prozent. Als sehr gering kann das Vorkommen der Leitfischarten Barbe (1,5%) und Nase (0,7%) be-zeichnet werden.

MIRR-Projekt 27

Werden die Probenstellen den Fischregionen nach Haunschmid et al (2004) zugeordnet, so entfallen 14 % auf das Epirhithral, 39 % auf das Metarhithral, 21 % auf das Hy-porhithral klein und groß sowie 28 % auf das Epipotamal klein und mittel.

Tabelle 4-1: Prozentuelle Häufigkeit der 18 häufigsten Fischarten im Untersuchungsgebiet

Fischart Prozent der gefangenen Fische 1 Salmo trutta fario 30,70% 2 Oncorhynchus mykiss 11,60% 3 Cottus gobio 8,00% 4 Leuciscus cephalus 7,20% 5 Gobio gobio 6,80% 6 Thymallus thymallus 6,00% 7 Rutilus rutilus 5,10% 8 Alburnoides bipunctatus 3,80% 9 Alburnus alburnus 3,20% 10 Barbatula barbatula 2,90% 11 Carassius auratus 2,20% 12 Phoxinus phoxinus 2,10% 13 Barbus barbus 1,50% 14 Blicca bjoerkna 1,30% 15 Perca fluviatilis 1,10% 16 Leuciscus leuciscus 0,90% 17 Chondrostoma nasus 0,70% 18 Abramis brama 0,60%

4.5 Abiotische Beschreibung des MIRR-Datensatzes Im MIRR-Datensatz erfasste Gewässer stellen kleine bis mittelgroße Flüsse mit durch-schnittlichen Breiten von ca. 6 bis 17 m je Fischregion dar. Die mittleren Seehöhen pro Fischregion liegen zwischen 540 müA (Epirhithral) und 300 müA. Deutlich unterrepräsen-tiert im MIRR-Datensatz sind somit ausgesprochen alpine Gewässer, größere Flüsse (>1000 km2) und typische Niederungsflüsse mit geringem Gefälle (Tabelle 4-2).

Tabelle 4-2: Mittelwert und Standardabweichung ausgewählter charakteristischer Umweltparame-ter je Fischregion (Fischregion nach Haunschmid et al (2004), Hyporhithral klein und groß sowie Epipotamal klein und mittel zusammengefasst)

ER n=64 MR n=154 HR n=123 EP n=132 Umweltparameter MW St.abw. MW St.abw. MW St.abw. MW St.abw.Seehöhe [m] 542,8 130,3 449,4 106,2 300,3 85,9 301,2 105,5Einzugsgeb.größe [km²] 54,5 35,2 148,8 78,5 338,3 207,5 576,6 428,7Entf. z. Quelle [km] 13,5 6,3 22,5 9,9 48,3 23,0 62,5 33,4Juli Lufttemp. [°C] 16,0 0,8 16,7 1,0 18,2 1,1 18,0 1,0Mittl. Jahreslufttemp. [°C] 6,7 0,7 7,3 0,8 8,6 0,8 8,3 0,9Gefälle [Prom.] 14,6 17,5 9,7 7,1 4,5 2,2 2,5 1,5Gewässerbreite [m] 5,5 2,9 9,0 5,1 16,1 9,0 16,9 11,7

28 MIRR-Projekt

5 Erstellung von Wirkungsmodellen (Arbeitspaket 3) und Entwick-lung des Instruments (Arbeitspaket 4)

5.1 Methodik Basis der Analysen und Modellentwicklungen bilden die im AP1 Datenrecherche und AP2 Datenbank erfassten Daten. Aus diesem Datensatz wurden je nach Fragestellung Teildaten-sätze extrahiert (siehe unten). Alle Analysen wurden mit dem frei verfügbaren Statistikprogramm „R©“ durchgeführt (http://cran.at.r-project.org/). Vorteil dieses Programms ist, dass Arbeitsschritte und Analysen programmiert und damit jederzeit wiederholt werden können. Dies war sehr hilfreich, da die Zusammenstellung, Ergänzung und Überprüfung der Daten aufgrund vielfältiger Probleme bei der Datenbeschaffung sich bis zum Ende des Projektes hinzogen, mithilfe der Program-mierung die Analysen jedoch jederzeit auf den neuesten Stand gebracht werden konnten. Die einzelnen Schritte der Analysen und Modellierungen sind in Abbildung 5-1 dargestellt.

5.2 Vorauswahl des Analysedatensatzes Da nicht für alle Beprobungen alle Daten zur Verfügung standen (siehe AP1 und 2), musste in einem ersten Schritt eine Vorauswahl an Beprobungen und Belastungskriterien erfolgen, um einen möglichst vollständigen Datensatz zu erlangen. Beprobungen, für die keine öko-morphologische Kartierungsdaten oder kein morphologischer Flusstyp-Index ermittelt werden konnten, wurden eliminiert. Dadurch reduzierte sich der Datensatz auf 665 Beprobungen. Weiters wurden Probenstellen entfernt, die fehlende Daten hinsichtlich wichtiger Umweltpa-rameter wie Einzugsgebietsgröße (erforderlich für die Modellkalibrierung), verwendeter Be-lastungskriterien für die Definition geringer und stärker belasteter Probestellen (siehe unten) oder hinsichtlich Befischungsdaten aufwiesen (626 verbliebene Datensätze). Die Daten vom Marchfeldkanal, einem künstlichen Nebenarm der Donau, wurden entfernt, da die Analysen sich nicht auf die Donau und deren Nebengewässer erstreckten. Letztlich wurde bei Mehr-fachbeprobungen derselben Probestelle nur die jüngste Aufnahme berücksichtigt, da es sich bei gleich bleibender Belastung um redundante Information handelt, was den Datensatz wei-ters auf 433 Probestellen reduzierte. In Summe waren in diesem Datensatz 11 Belastungs-typen bzw. –kombinationen vorhanden. Lediglich die Kombination von Regulierung und Kon-tinuumsunterbrechung wies mehr als 30 Datensätze stärker belasteter Probestellen auf, alle anderen Kombinationen lagen unter 30 Probestellen.

5.3 Definition geringer und stärker belasteter Probestellen Wie aus den deskriptiven Analysen in AP2 hervorgeht, weisen alle in der MIRR Datenbank enthaltenen Probestellen Belastungen auf. Referenzstrecken ohne Belastung sind nicht ver-fügbar. Dies zeigt sich z.B. an der Belastungsvariablen „Anzahl von Kontinuumsunterbre-chungen bis zur Mündung“. Lediglich 6 Probenstellen wiesen keine Unterbrechung bis zum nächsten Vorfluter auf; aber selbst diese Stellen waren durch andere Belastungen (z.B. Re-gulierung) beeinträchtigt. Um die Reaktion der Fische auf Belastungen zu testen, wurde der Datensatz in „geringer“ und „stärker“ belastete Probestellen unterteilt. Die Kriterien für Belastungsvariablen und Grenzwerte wurden anhand von Literaturwerten (siehe Literaturzusammenstellung AP1, Zi-tek 2006, separate Online-Publikation presse.lebensministerium.at/ filemanager/ download /14534/) und Expertenwissen festgelegt. Sie orientierten sich aber auch am Datensatz, um eine ausreichende Menge an geringer belasteten Probenstrecken sowohl im Rhithral als auch im Potamal zu erhalten. Bezüglich Einteilung der Fischregionen siehe AP1. Für den Einfluss der Regulierung wurde sowohl der ökomorphologische Zustand (entspr. NÖ-Morph Kartierung) als auch der Index der Veränderung des morphologischen Flusstyps herangezogen (siehe Belastungskriterien AP1). Für den ökomorphologischen Zustand wurde

MIRR-Projekt 29

das Kriterium „Ufer bzw. Böschungen“ (Index von 1-4) herangezogen, wobei es weitgehend gleich bleibt, welches der 5 NÖ-Morph Kriterien herangezogen wird, da diese hoch redun-dant sind (siehe Ergebnisse). Als stärker beeinflusst wurden jene Gewässer betrachtet, die sowohl einen ökomorphologischen Index von >3 eines 10 km langen Flussabschnittes als auch eine starke Veränderung des morphologischen Flusstyps (Klasse 5) aufwiesen. Von einer starken Fragmentierung der Gewässer wurde ausgegangen, wenn mehr als 10 Unter-brechungen des Kontinuums innerhalb einer Fischregion vorlagen. Hinsichtlich Landnutzung wurde festgelegt, dass Gewässer mit einem Anteil an Wald entlang der Ufer (30 m Puffer-streifen) von nur 33 % im Einzugsgebiet als stärker belastet bezeichnet werden. Bei Rest-wasser und Stau wurde festgehalten, ob eine Belastung vorlag oder nicht. Wenn alle belas-tungsspezifischen Grenzwerte eingehalten werden, handelt es sich um geringer belastete Probestellen (N=106), ansonst um stärker belastete (N=327). Ziel dieser Klassifizierung war, den maßgeblichen Belastungstyp herauszustreichen, wobei eine klare Trennung der Belas-tungstypen aufgrund der Wechselwirkungen nicht möglich ist. So sind etwa durch Stau be-lastete Probestellen auch morphologisch verändert. Es ist jedoch davon auszugehen, dass der Staueinfluss den rein morphologischen Einfluss überwiegt, da sich bei Stau auch die hydraulischen Bedingungen vollkommen verändern. Entsprechend der vorgenommenen Klassifizierung sind ca. 60 % der Strecken als einzelbelastet, 15 % als mehrfachbelastet und 25 % als geringer belastet eingestuft. Als einzelbelastet definierten Probestellen weisen na-türlich auch geringe Mehrfachbelastungen auf.

Tabelle 5-1: Belastungskriterien und Grenzwerte sowie Anzahl der Probestelle zur Definition geringer und stärker belasteter Probestellen, sowie gesamt (Anm.: Aufgrund der Mehrfachbelas-tungen ergibt die Summe der Einzelbelastungen nicht die Gesamtsumme)

geringer stärker geringer stärker

Ökomorphologischer Zustand (Ufer bzw. Böschungen) des Gewässerabschnittes (10km)

<=3 >3

Index der Flusstyp-Veränderung 1.3 5

KontinuumAnzahl der Kontinuumsunterbrechungen pro Fischregion

<10 >=10 211 222

LandnutzungLandnutzung (Anteil Wald ) entlang der Ufer (30 m Bufferstreifen) im Einzugsgebiet

>=33% <33% 368 65

Restwasser Ausleitung nein ja 367 66

Stau Rückstau nein ja 350 83

gesamt 106 327

Grenzwert

belastet

Anzahl von Probestellen

belastet

Belastungstyp Belastungskriterium

303 130Regulierung

5.4 Entwicklung modellbasierender Fischindizes Zur Beurteilung des fischökologischen Zustandes werden Fischindizes herangezogen, die sich aus mehreren fischökologischen Kriterien, so genannten „Metrik“ zusammensetzen (Multimetrisches Verfahren). Da Voranalysen zeigten, dass ein allgemeiner Fischindex bei bestimmten Belastungen nicht signifikant oder nur gering reagierte, wurden belastungsspezifische Fischindizes sowohl fürs Rhithral als auch Potamal entwickelt. Die Entwicklung von Fischindizes folgt dem methodischen Ansatz des Europäischen Fisch-index (FAME-Consortium 2005, Pont et al. 2006). Bei diesem Ansatz wird die natürliche Va-

30 MIRR-Projekt

riabilität von Fischlebensgemeinschaften (Metrik) anhand von Regressionsmodellen erfasst und die menschliche Beeinflussung anhand der Abweichung von den prognostizierten Erwar-tungswerten quantifiziert. Für die Entwicklung von Fischindizes steht grundsätzlich eine Rei-he möglicher, so genannter potentieller Metrik, zur Verfügung, die auf ihre Eignung hinsicht-lich der Erkennung von Belastungen getestet werden. Für jeden potentiellen Metrik wird ein Regressionsmodell anhand gering beeinflusster Probestellen berechnet, das mithilfe von weitgehend unveränderlichen Umweltparametern (Gefälle, Distanz zur Quelle, Lufttempera-tur, etc.) für jede stärker beeinflusste Probestelle eine Vorhersage des jeweiligen Metrik bei gering beeinflusstem Zustand ermöglicht. Die Abweichung von geringer beeinflusstem Zu-stand (Modellvorhersage) und tatsächlichem Zustand (gemessener Metrikwert) in Form der Residuen des Regressionsmodells (Abweichung von der Regressionsgeraden) lässt eine direkte Quantifizierung der Beeinträchtigung zu. In numerischer Form vorliegende Umweltparameter wurden zwecks Anpassung an eine Normalverteilung log-transformiert. Lufttemperatur wurde von Celsius auf Kelvin umgerech-net, um Negativwerte zu vermeiden. Eine Surrogatvariable (Stellvertretervariable) für Stream Power, die normaler Weise aus Gefälle und Abfluss ermittelt wird, wurde anhand von Gefälle x Gewässerbreite berechnet. Der Datensatz wurde bei allen numerischen Umweltparametern durch deren Quadrat ergänzt, um nicht lineare Zusammenhänge zu berücksichtigen. Die Metrik wurden zwecks besserer Anpassung an eine Normalverteilung log-transformiert. Der Datensatz geringer beeinträchtigter Probestellen wurde zweigeteilt. Die Hälfte der Daten (53 Probestellen) wurden für die Kalibrierung der Regressionsmodelle verwendet, die andere Hälfte für deren Validierung. Für die Regressionsmodelle wurde das Verfahren der Generali-sierten Linearen Modelle (GLM) herangezogen, das auch kategoriale Variable (wie z.B. Geo-logie oder Befischungsmethode) als unabhängige Variable erlaubt. Mittels Gewichtungsfak-tor wurde die geringere Präsenz von Potamalprobestellen ausgeglichen. Mittels schrittweiser Elimination von Variablen und dem Akaike Information Criterion (R-Funktion „stepAIC“) wer-den die wesentlichen Variablen herausselektiert. Zur Validierung wurden Regressionen zwi-schen den vorhergesagten Werten des Kalibrierungsdatensatzes und den tatsächlichen des Validierungsdatensatzes erstellt. Nur jene Metrik, die ein Bestimmtheitsmaß >0,3 aufwiesen, wurden weiterverwendet. Aus diesen wurde mittels Kolmironov Shapiro Test jene ausge-wählt, deren Residuen normalverteilt waren (p>0,01). Die verbleibenden Residuen wurden zwecks Vergleichbarkeit standardisiert (Division durch die Standardabweichung), so dass all Residuen im Mittel einen Wert von 0 und eine Standardabweichung von 1 aufwiesen. Bei Metrik (bzw. deren Residuen) die bei Zunahme der Belastung ansteigen anstatt abzunehmen (d.s. omnivore, kurzlebige, tolerante, eurytope, kleinwüchsige) wurde das Vorzeichen geän-dert, so dass nun alle Metrik bei zunehmender Belastung kleiner werden (von 0 abwärts). Auf eine Transformation in Wahrscheinlichkeiten, wie beim Europäischen Fischindex, wurde verzichtet, um eine weitere „Verformung“ der Daten zu vermeiden. Für jeden Belastungstyp wurde nun ein Fischindex für jeweils Rhithral und Potamal entwi-ckelt. Dazu wurden alle Residuen pro Belastungstyp mittels einseitigen t-Tests daraufhin überprüft, ob sie zwischen geringerer und stärkerer Belastung unterscheiden können. Von den „reaktiven“ Residuen wurden jene, die untereinander einen Korrelationskoeffizienten von > 0,80 aufwiesen, iterativ entfernt. Von den verbleibenden Residuen wurden jene maximal 5 Residuen selektiert, die den größten Unterschied (Differenz der Mittelwerte) zwischen gerin-ger und stärker beeinträchtigten Probestellen aufwiesen. Aus den selektierten Residuen wurden dann belastungsspezifische Indizes durch Mittelung berechnet. Anhand aufgezeigter Vorgangsweise wurde somit für jeden der 5 Belastungstypen und ge-trennt für Rhithral und Potamal ein Fischindex, insgesamt 10 Fischindizes, berechnet. Zu-sätzlich wurde zu Vergleichszwecken ein allgemeiner, belastungsunspezifischer Index (ge-samt und für Rhithral und Potamal getrennt) auf dieselbe Weise entwickelt. Zur Identifizierung maßgeblicher Belastungen wurde mithilfe der 10 belastungsspezifischen Indizes eine Diskriminanzanalyse durchgeführt. Dabei war die abhängige Variable der Belas-tungstyp bzw. die Belastungskombinationen, die unabhängigen Variablen entsprachen den 10 belastungsspezifischen Indizes. Anhand des entwickelten Diskriminanzmodells ist es nun möglich, für jede neue Probenstelle anhand der belastungsspezifischen Indizes die maßgeb-

http://en.wikipedia.org/wiki/Akaike_information_criterion

MIRR-Projekt 31

liche Belastung zu identifizieren. Das Modell wurde mit 50 % der Daten entwickelt und mit den restlichen 50 % kreuzvalidiert. Aus den 10 belastungsspezifischen Fischindizes wurde letztlich ein so genannter „Kombi-nierter-Fischindex“ (im Folgenden als „Fischindex“ bezeichnet) gebildet, wobei nach dem „One-out All-out“ Prinzip der am stärksten wirkenden Belastung getrennt in Rhithral und Po-tamal vorgegangen wurde, d.h. der Indexwert mit der größten Abweichung (Minimalwert) wurde für den letztendlichen Fischindex herangezogen. Dieser Index fand für die weiteren Analysen Verwendung.

5.4.1 Analyse der Reaktion von Fischen auf Belastungskombinationen und Einzelbelastungen

Für die Analyse der Reaktion von Fischen auf Belastungskombinationen und Einzelbelas-tungen wurden Regressionsbäume verwendet. Für die Reaktion der Fische steht der Fisch-index (abhängige Variable), für die Quantifizierung der Belastung werden die einzelnen Be-lastungskriterien herangezogen (unabhängige Variablen). Der Vorteil dieser Analysetechnik gegenüber herkömmlichen Regressionsanalysen liegt in der einfacheren Interpretation multi-variater Zusammenhänge sowie der Behandlung auch nicht-linearer und nicht-normalverteilter Daten (Breiman et al. 1984). Im Prinzip wird beim Aufbau des Baumes der Datensatz jeweils anhand der meisterklärenden Variable solange geteilt, bis alle Daten in Gruppen aufgeteilt sind oder keine erklärenden Variablen mehr zur Verfügung stehen. Der Baum liest sich dann in Form von „Wenn-Dann Abfragen“ und ist wesentlich leichter zu inter-pretieren als Regressionsgleichungen und –koeffizienten. Für gegenständliche Analysen wurde das „rpart-Verfahren“ (recursive partitioning and reg-ression trees) von R© herangezogen (Ripley 2007), dass selbständig, die meisterklärenden Variablen für jede Verzweigung des Baumes auswählt (Methode „Anova“). Als Mindeststich-probenumfang für die Baumenden (Gruppen) wurde 30 Probestellen für das Gesamtmodell bzw. 20 für die belastungsspezifischen Modelle festgelegt. Mittels Gewichtungsfaktor wurde die etwas ungleiche Verteilung einzelner Belastungstypen ausgeglichen. Dieses Verfahren verwendet eine interne Kreuzvalidierung. Die Anzahl der Validierungsschritte wurde auf 500 Iterationen festgelegt.

Trennung geringer und stärker beeinträchtigter Strecken

Regressionsmodelle für potentielle MetrikModellierung natürlicher Variabilität geringer belasteter Strecken

Bewertung der Belastungen anhand der Residuen der Regressionsmodelle

Selektion reaktiver belastungsspezifischer Metrik (Residuen) undKombination zu belastungsspezifischen Indizes

Kombination belastungsspezifischer Indizes zu Kombinierten-Index nach dem Prinzip des reaktivsten Index

Identifizierung maßgeblicher Belastungen mittels Diskriminanzanalyse basierend auf belastungsspezifischen Indizes

Analyse von Belastungskombinationen mittels Regressionsbäumen

Abbildung 5-1: Methodische Vorgangsweise der Modellierung

32 MIRR-Projekt

5.5 Ergebnisse

5.5.1 Kalibrierungsmodelle der Metrik Von den mehr als 700 Metrikvarianten (siehe Datenbank) konnten für 328 Kalibrierungsmo-delle erstellt und validiert werden. Davon wiesen 90 normalverteilte Residuen auf und konn-ten somit weiterverwendet werden. Folgende Variablen waren als Umweltparameter zur Vor-hersage der Metrik von besonderer Bedeutung (gereiht nach Häufigkeit des Vorkommens in den Modellen): Geologie, Distanz von der Quelle, Gefälle, Einzugsgebietsgröße und Seehö-he. Zudem wurde bei einigen Modellen auch die befischte Fläche herangezogen, um Unter-schiede in der Beprobungsintensität zu berücksichtigen.

5.5.2 Belastungsspezifische Indizes Für jeden Belastungstyp wurden die maximal 5 aussagekräftigsten Metrik (bzw. deren Resi-duen) für die Berechung der belastungsspezifischen Metrik herangezogen (siehe Methodik). Insgesamt wurden 29 Metrik für die Berechung der Indizes herangezogen (Tabelle 5-2). Die restlichen 61 getesteten Metrik zeigten keine Reaktion auf Belastungen oder waren redun-dant zu selektierten Metrik. Häufig verwendete Metrik sind Anzahl potamodromer Arten (>20cm Fischlänge), Dichte intoleranter Arten (<15 cm), sowie Anzahl omnivorer Arten. Da-von ist die Anzahl potamodromer Arten bei 2 belastungsspezifischen Indizes am stärksten reaktiv, d.h. sie weist den größten Unterschied zwischen geringerer und stärkerer Belastung auf. Bei Zusammenfassung zu Metriktypen zeigt sich, dass die Metriktypen basierend auf Intole-rante am häufigsten verwendet werden (Tabelle 5-3). Bedeutende Metriktypen sind weiters Potamodrome, Forellen, Insektivore, Omnivore, Kleinfischarten und Tolerante. Erwartungsgemäß überlappen die im Gesamt-Index verwendeten Metrik stark mit den bei den sonstigen Indizes häufig selektierten Metrik. Interessanter Weise zeigen jedoch nur je 4 Metrik einen signifikanten Unterschied zwischen geringer und stärker belasteten Probestel-len beim Gesamt-Index sowie beim Gesamt-Index des Rhithrals und Potamals. Bei den be-lastungsspezifischen Indizes reagieren meist zwischen 4 und 5 Metrik signifikant, manchmal jedoch auch nur 2 (Regulierung im Potamal und Restwasser im Rhithral), ein Hinweis dafür, dass diese Belastungen sich nur auf einen Teil der Fischartengemeinschaft auswirken. Bei zunehmender Fragmentierung nehmen im Rhithral Kleinfischarten und Tolerante (<15 cm) zu, wohingegen Potamodrome (Äsche, Aalrutte, Huchen) abnehmen. Im Potamal zeigt sich der Effekt der Fragmentierung v.a. durch den Anstieg an toleranten Arten (z.B. Aitel), aber auch durch Abnahme der Artenzahl und den Verlust an sensitiven Arten (Salmo-niden, Intolerante und Insektivore). Die Folgen von Regulierungen werden im Rhithral durch die Zunahme an Kleinfischarten (<15 cm) und Omnivoren sowie die Abnahme an Intoleranten (<15 cm), Potamodromen und Salmoniden widergespiegelt. Im Potamal reagieren nur 2 Metrik, die obligat Intoleranten (Ä-sche, Neuenauge, Strömer, etc.) sowie die Bachforellen als Einzelmetrik. Am stärksten reagieren Fische auf die Intensität der Landnutzung im Rhithral durch Verlust an potamodromen Arten (>20 cm) und im Potamal durch die Zunahme von Kleinfischarten.

MIRR-Projekt 33

Tabelle 5-2: Liste selektierter bzw. verwendeter Metrik pro belastungsspezifischem Index und Gesamt-indizes für Rhithral (R) als auch Potamal (P) sowie Anzahl, wie oft Metrik in den einzelnen Indizes verwendet wurden; unterteilt in gesamt als auch nur die am stärksten reaktiven Metrik pro Belastungstyp (fett)

Metrik Einheit gesa

mt

gesa

mt-R

gesa

mt-P

Kon

tinuu

m-R

Kon

tinuu

m-P

Reg

ulie

rung

-R

Reg

ulie

rung

-P

Land

nutz

ung-

R

Land

nutz

ung-

P

Res

twas

ser-

R

Res

twas

ser-

P

Stau

-R

Stau

-P

gesa

mt

star

k re

aktiv

e

Alle Arten Anzahl Arten - - - - X - - - - - - X - 2 1Bach-/Regenbogenf. Ind/km<15cm - - - - - - - - X - - - - 1Bachforellen Ind/km - - - - - X - X - - - - - 2Bachforellen Ind/ha - - - - - - X - - - - X - 2Bachforellen kg/km - - - - X - - - - - - - - 1Benthivore Anzahl Arten <15cm - - - - - - - - - - - - X 1Insektivore Anzahl Arten <15cm - - - - - - - X X - - - - 2Insektivore kg/km - - - - - - - - - - - - X 1 1Insektivore kg/ha >20cm - - - - X - - - - - - - - 1Insektivore kg/ha - - X - - - - - - - - - - 1Intolerante Ind/ha<15cm X X - X - X - - - X - - - 5 1Intolerante kg/km(1.run) - - - - X - - - - - - - - 1Intolerante kg/ha (1.run) - - - - - - - - X - X - - 2Intolerante kg/ha - - - - - - - - - - - - X 1Intolerante (obligat) Ind/km - - - - - - - - - - - - X 1Intolerante (obligat) kg/km - - X - - - - - - - - - - 1 1Intolerante (obligat) kg/ha X - - - - - X - - - - X - 3 1Kleinfischarten kg/km - - - - - - - - X X - - - 2 1Kleinfischarten kg/ha<15cm - - - - - X - - - - - - - 1 1Kleinfischarten kg/ha - - - X - - - - - - - - - 1 1Kurzlebige kg/km - - - - - - - - - X - - - 1 1Kurzlebige kg/ha<15cm - - - - - - - X - - - - - 1Omnivore Anzahl Arten X - X - - X - X - - X - - 5 1Potamodrome Anzahl Arten >20cm X X - X - X - X X - - - - 6 2Rheo-Lithophile Anzahl Arten - - X - - - - - - - - - X 2Tolerante Anzahl Arten - - - - X - - - - - - - - 1 1Tolerante Anzahl Arten <15cm - - - X - - - - - - - - - 1Tolerante Ind/ha<15cm - - - - - - - - - X - - - 1Tolerante (obligat) Ind/ha - - - - - - - - - - - X - 1

Summe 4 4 4 4 5 5 2 5 5 4 2 4 5 51 13 Für Restwassereffekte selektierte das verwendete Verfahren 4 Metrik im Rhithral und ledig-lich 2 im Potamal. Im Rhithral nehmen Kurzlebige, Kleinfischarten und Tolerante zu, Intole-rante hingegen ab. Im Potamal steigen die Artenzahl der Omnivoren und die Biomasse der Intoleranten an. Die Effekte von Stau zeigen sich im Rhithral in einer Abnahme der Artenzahl, Bachforellen-dichte und Biomasse der Intoleranten. Im Rhithral nehmen zudem die Toleranten zu. Im Potamal kommt es zu einer Reduktion Intoleranter, Insektivorer, Rheo-Lithophiler und Benthivorer. In Bezug auf die verwendeten Maßeinheiten der Metrik ist hervorzuheben, dass mehr als die Hälfte der Metrik (18 von 29) Biomassewerte darstellen. Biomassewerte sind meist hinsicht-lich natürlicher Schwankungen stabiler als Dichtewerte. Dichte bezogene Metrik treten häufi-ger auf als Artenzahl-Metrik (20 bzw. 13 Metrik). Bei 11 Metrik wird nicht ein Flächen-, son-dern ein Längenbezug (pro Flusskilometer) zur Quantifizierung herangezogen. Dies zeigt, dass nicht nur ein Verlust an Flächeneinheit, sondern auch insgesamt ein quantitativer Ver-lust an Lebensraum zu beobachten ist. Bei 20 Metrik wurde anhand von Längenlimits nur ein Teil der Population selektiert. Kleine Fische (< 15 cm) werden sowohl für anspruchslose als auch anspruchsvolle Arten, große Fische hingegen nur für anspruchsvolle Arten selektiert, um den Metrik zu schärfen. So wird der Metrik Anzahl potamodromer Arten mit vorkommenden Individuen > 20 cm in 6 der 13 entwickelten Indizes verwendet. Dieser Metrik scheint stabiler als anhand der Gesamtpopu-

34 MIRR-Projekt

lation berechnete zu sein, da große Fische offensichtlich stärker auf die Belastungen reagie-ren als kleinere. Insgesamt betrachtet fällt auf, dass bei vielen Belastungstypen weniger der Verlust dominie-render Faunenelemente (z.B. Leitfischarten) schlagend wird, sondern eine Verschiebung hin zu Arten mit geringeren ökologischen Ansprüchen eintritt (Tolerante, Kleinfischarten). Er-kennbar ist auch, dass es bei bestimmten Belastungstypen im bestehenden Datensatz nicht so leicht ist, eine Unterscheidung zwischen geringerer und stärkerer Belastung vorzuneh-men, da im Falle von Regulierung (Potamal) und Restwasser (Potamal) nur 2-3 signifikant reaktive Metrik identifiziert werden. Für Rhithral und Potamal werden durchwegs unter-schiedliche Metrik herangezogen. Nur in Einzelfällen kommen dieselben Metrik im Rhithral und Potamal zum Einsatz. Dies belegt deutlich die unterschiedliche Reaktion der Fische auf Belastungen im Rhithral und Potamal.

Tabelle 5-3: Zusammenfassung der in den belastungsspezifischen Indizes verwendeten Metrik nach Metriktypen

Metrik-Typ Anzahl MetrikMetrik-Typ gesamt stark reaktiv Anzahl Arten 20

Intolerante 14 3 Dichte 13Potamodrome 6 2 Biomasse 18Forellen 6 - Kilometer 11Insektivore 5 1 Fischlänge 20Omnivore 5 1Kleinfischarten 4 3Tolerante 4 1Kurzlebige 2 1Rheo-Lithophile 2 -Gesamtartenzahl 2 1Benthivore 1

Anzahl Metrik

In Abbildung 5-2 sind Vergleiche zwischen geringer (Null-Linie) und stärker belasteten Pro-bestellen je belastungsspezifischem Fischindex sowie Gesamt-Index getrennt für Rhithral und Potamal dargestellt. Deutlich erkennbar ist, dass die Gesamt-Indizes weniger Unter-schiede zeigen als die belastungsspezifischen. Ersichtlich wird jedoch auch, dass, obwohl alle Indizes statistisch signifikant zwischen geringerer und stärkerer Belastung unterscheiden können, das Trennungsvermögen verschieden ist. Am meisten überlappen die geringeren und stärkeren Belastungen beim Kontinuum und Restwasser im Rhithral. Bei allen anderen Belastungstypen sind die Überschneidungen geringer, jedoch überall zu einem gewissen Ausmaß vorhanden. Die stärkste Reaktion der Fische ist bei der Belastung Landnutzung und Kontinuum im Potamal zu verzeichnen. Im Rhithral sind die Reaktionen durchwegs geringer als im Potamal. Der zwecks Vergleich entwickelte allgemeine Fischindex ist nicht in der Lage statistisch sig-nifikant zwischen geringerer und stärkerer Belastung bei den Belastungstypen Kontinuum, Regulierung (Potamal), Restwasser und Stau (Rhithral) zu unterscheiden (t-Test, p > 0,05).

MIRR-Projekt 35

Landnutzung-P

Kontinuum-P

Regulierung-P

Landnutzung-R

Stau-P

Restwasser-P

Regulierung-R

gesamt-P

Stau-R

Kontinuum-R

gesamt-R

Restwasser-R

gesamt

-6-4

-20

24

Abbildung 5-2: Vergleich stärker belasteter mit dem Vergleichswert geringerer belasteter Probestellen (Null-Linie) anhand belastungsspezifischer Fischindizes sowie Gesamt-Indizes, getrennt für Rhithral (R) und Potamal (P), (Boxplotdarstellung: Median und 50 % der Daten liegen in der Box, darüber be-findet sich das obere Quartil und darunter das untere Quartil, Ausreißer sind separat gekennzeichnet)

Anhand der auf den belastungsspezifischen Fischindizes basierenden Diskriminanzanalyse ist es möglich, verglichen mit der Voreinstufung, in durchschnittlich ca. 61 % der Fälle alleinig anhand der Reaktion der Fische den jeweiligen Belastungstyp zu identifizieren (Abbildung 5-2). Dies ist ein vergleichsweise hoher Wert, da in den meisten Fällen eine Überlagerung von Mehrfachbelastungen auftritt und aufgrund der additiven Wirkungen bzw. Wechselwir-kungen maßgebliche Belastungstypen sich grundsätzlich schwer erkennen lassen. Staue (80 % Übereinstimmung mit Voreinstufung) und Regulierungen (68 %) sind dabei wesentlich leichter als solche zu erkennen als Kontinuumsunterbrechungen (57 %) und Restwasser (38 %). Regulierung und Landnutzung wurden dabei zusammengefasst, da diese beiden Belastungstypen stark redundant sind (siehe weiter hinten).

36 MIRR-Projekt

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

Stau Regulierung undLandnutzung

Kontinuum Restwasser

Übe

rein

stim

mun

g m

it Vo

rein

stuf

ung

[%]

Abbildung 5-3: Fähigkeit belastungsspezifischer Fischindizes, Belastungsursachen mittels Diskrimi-nanzanalyse zu identifizieren (in % richtig erkannter Fälle)

5.5.3 Kombinierter-Fischindex Der auf Basis der belastungsspezifischen Indizes ermittelte Kombinierte-Index weist Werte zwischen -6 und 0,4 auf. Der Mittelwert der geringer belasteten Probestellen liegt aufgrund der Kombination der jeweils geringsten Indexwerte nicht mehr bei 0, wie bei den belastungs-spezifischen Indizes, sondern bei -0,38. Eine ideale Trennung zwischen geringerer und stär-kerer Belastung kann mit einem Grenzwert von -0,7 erzielt werden (Abbildung 5-4). Bei die-ser Grenzwertfestlegung werden sowohl 74 % der vorab als gering beeinträchtigt klassifizier-ten Probestellen als auch 74 % der vorab als stärker beeinträchtigt klassifizierten Probestel-len als solche erkannt (gleicher Fehler erster und zweite Art). In 26 % der Fälle erfolgt eine andere Zuordnung als nach der Voreinstufung anhand der Belastungen, d.h. 26 % der vorab als geringer beeinträchtigt eingestuften sind stärker beeinträchtigt und umgekehrt. Ein Vergleich des Fischindex zwischen Rhithral und Potamal zeigt, dass Fische im Potamal sowohl bei geringer als auch stärker belasteten Probestellen stärker auf Belastungen reagie-ren als im Rhithral (Abbildung 5-5).

MIRR-Projekt 37

gesamt geringer beeinträchtigt stärker beeinträchtigt

-6-4

-20

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-4: Verteilung des Fischindex (Kombinierter-Fischindex) innerhalb des Gesamtdatensat-zes, sowie untereilt in geringer und stärker belastete Probenstellen; die Linie zeigt die op-timale Trennung zwischen geringerer und stärkerer Belastung bei einem Indexwert von -0,7.

geringer beeinträchtigt

Potamal

-6-5

-4-3

-2-1

0Fi

schi

ndex

Rhithral

stärker beeinträchtigt

PotamalRhithral

Abbildung 5-5: Vergleich des Fischindex (Kombinierter-Fischindex) zwischen Rhithral und Potamal unterteilt in geringer und stärker belastete Probenstellen (nicht überlappende Einschnü-rungsbereiche der Boxen spiegeln signifikante Unterschiede wider)

38 MIRR-Projekt

5.5.4 Belastungskombinationen Die wesentlichen Ergebnisse der Analyse der Belastungskombinationen sind in Abbildung 5-6 und Abbildung 5-7 dargestellt. Der Regressionsbaum in Abbildung 5-6 liest sich wie folgt: Den größten Einfluss auf den fischökologischen Zustand besitzt die Landnutzung im Puffer-streifen 100 m links und 100 m rechts der Gewässer. Liegt der Anteil an Wald und extensi-vem Grünland im Pufferstreifen eines 10 km langen Flussabschnitts unter 53 %, so ist das Gewässer sehr stark beeinträchtigt. In diesem Fall folgt man dem linken Ast des Baumes. Innerhalb dieser sehr stark beeinträchtigen Probestellen wird nun zwischen Gewässern mit mehr als 13 % gestauten Bereichen innerhalb von 10 km (Fischindex -3,7, N=30) und sol-chen, die weniger gestaute Bereiche aufweisen (Fischindex -2,2, N=31), unterschieden. Liegt jedoch der Anteil an Wald und extensivem Grünland im Pufferstreifen über 53 %, so sind die Gewässer durchschnittlich in einem wesentlich besseren Zustand, was die Mehrzahl der untersuchten Probestellen betrifft. In diesem Fall folgt man der rechten Seite des Bau-mes. Ist dann der ökomorphologische Zustand (NÖ-MORPH Kriterium Sohle) des Flussab-schnittes (5 km Länge) schlechter als 2,9, so schlägt sich dies auch in einem schlechten Fischindex von -2,2 (N=40) nieder. Ist der ökomorphologische Zustand besser als 2,9, so hängt der fischökologische Zustand vom Grad der Gewässerfragmentierung und vom Stau-einfluss ab. Gibt es in diesen Gewässern Abschnitte, die besonders lange Staue (Verhältnis Staulänge zu MQ > 203) beinhalten, liegt der durchschnittliche Fischindex bei -1,7 (N=55). Sind mehr als 10 Kontinuumsbarrieren pro Fischregion vorhanden, so liegt der Fischindex bei -1,4 (N=119), sind es weniger als 10 so sinkt er auf durchschnittlich -0,8 (N=158). Der beste fischökologische Zustand wird daher in solchen Gewässerabschnitten erzielt, die einen hohen Anteil an Wald und Grünland, halbwegs gute ökomorphologische Bedingungen, keine oder nur wenige kleine Staue und weniger starke Fragmentierung aufweisen. Das hier dargestellte Modell erklärt die Variabilität der Daten, ermittelt anhand der Kreuzvali-dierungen, zu 42 %. Insgesamt sind 6 unterschiedliche Zustände bzw. Kombinationen von Belastungen beschrieben. Bis auf Restwasser sind alle behandelten Belastungen (Landnut-zung, Regulierung, Stau und Kontinuum) im Modell enthalten. Die Distanz zwischen den Ebenen (vertikale Linien) sind ein Maß für den relativen Einfluss der Belastungsvariablen. Eindeutig erklärt die Landnutzung im Pufferstreifen den höchsten Anteil am Gesamtmodell, gefolgt von Anteil gestauter Abschnitte sowie ökomorphologischer Zustand in 5 km langen Gewässerabschnitten. Verhältnis Staulänge zu MQ und Anzahl der Barrieren pro Fischregion spielen eine vergleichsweise untergeordnete Rolle (Abbildung 5-7). Sehr eindrücklich ist die Abhängigkeit vom räumlichen Maßstab erkennbar. Stärker beein-flussende Belastungen beziehen sich auf größere Maßstabsebenen (5-10 km) als weniger beeinflussende. Auch hierarchische Strukturen sind ersichtlich. Erst wenn auf größerer Maß-stabsebene die Belastungen eine bestimmte Grenze unterschreiten, gewinnen lokale Belas-tungen an Bedeutung (z.B. Verhältnis Staulänge zu MQ).

MIRR-Projekt 39

|

-3.7 -2.2-2.2

-1.7

-1.4 -0.8

-3.7-3.7-3.7

Anteil Wald & ext. Grünland im Pufferstreifen [100m] des Flussabschnitts [10km]

< 53% > 53%

Gestauter Anteil des Flussabschnitts [10km]

> 13% < 13%

Ökom. Zustand [Sohle] des Flussabschnittes [5km]

> 2,9 < 2,9

Verhältnis Staulänge zu MQ

> 203 < 203Anzahl Barrieren/Fischregion

> 10 < 10

N=30 N=31 N=40

N=55

N=119 N=158

Abbildung 5-6: Regressionsbaum kombinierter Belastungen, Grenzwerte für Belastungskriterien für die Aufzweigung des Baumes (links und rechts der Aufzweigung), durchschnittlicher Fischindex pro Ast

40 MIRR-Projekt

0 1 2 3 4 5

0.0

0.2

0.4

Anzahl der Aufzweigungen0 1 2 3 4 5

0.0

0.2

0.4

R2

Gestauter Anteil

Ökomorph. Zustand [5km]

Verhältnis Staulänge/

MQ

Anzahl Barrieren/

Fischregion

Anteil Wald & ext. Grünland

[10km]

Abbildung 5-7: Beitrag einzelner Belastungsvariablen entlang der Aufzweigungen zur Gesamterklä-rung des Regressionsbaum –Modells.

Ein Vergleich von Probestellen mit Einzelbelastungen mit jenen mit Mehrfachbelastungen zeigt einen eindeutigen Kumulationseffekt der Beeinträchtigungen (Abbildung 5-8). Während durchschnittlich der Fischindex bei Einzelbelastung bei -1.18 liegt, nimmt er bei Doppelbelas-tungen signifikant auf -1.94 (t-Test, p <0,001) und bei Dreifachbelastungen weiter signifikant auf -2,49 (t-Test, p <0,05) ab. Für die Belastungskombination Kontinuumsunterbrechungen und Regulierung ist eine aus-reichende Anzahl an Probestellen vorhanden, um einen Vergleich von Einzel- mit Kombinati-onsbelastung vornehmen zu können. Wie in Abbildung 5-9 ersichtlich, reagieren Fische auf Kombinationsbelastung von Kontinuum und Regulierung stärker als auf alleinige Belastung durch Kontinuumsunterbrechungen (t-Test, p < 0.01). Diese Kombinationsbelastung wirkt im Durchschnitt um ca. ein Drittel stärker (Fischindex -2.45) als die Einzelbelastung (Fischindex -1.78).

MIRR-Projekt 41

1 2 3

-6-4

-20

Anzahl vorkommender Belastungstypen

Abbildung 5-8: Reaktion von Fischen auf Einzel-, Doppel- und Dreifachbelastungen

Kontinuum Kontinuum und Regulierung

-6-4

-20

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-9: Vergleich Einzel- mit Kombinationsbelastung anhand Kontinuum und Regulierung

5.5.5 Einzelbelastungen Für die Analyse von Einzelbelastungen wird das in Abbildung 5-6 dargestellte Modell inso-fern modifiziert, als für jeden Belastungstyp nur die jeweils belastungsspezifischen Variablen

42 MIRR-Projekt

und jeweils nur die vom jeweiligen Belastungstyp betroffenen Probestellen getestet werden. Dies ist insofern zielführend, als dadurch der Beitrag einzelner Belastungstypen besser er-kennbar und nicht durch Redundanzen mit anderen Belastungstypen überlagert wird. Um eine Überanpassung der Modelle an die Daten zu vermeiden, wurden die Bäume auf 2 Ebe-nen beschränkt. Landnutzung Probenstellen mit weniger als 52 % Wald und extensivem Grünland im 100 m breiten Puffer-streifen entlang des Hauptflusses im Einzugsgebiet weisen einen deutlich geringeren Fisch-index auf (Fischindex -3,9) als solche mit höheren Anteilen (Abbildung 5-10). Nimmt der An-teil an Wald und extensivem Grünland entlang des Hauptflusses im Einzugsgebiet weiter auf über 91 % zu, so verbessert sich auch der fischökologische Zustand deutlich (Fischindex -0,6). Das Landnutzungsmodell erklärt anhand der beiden Variablen und 3 Abstufungen 40 % der Variabilität der Daten. Vergleicht man die Korrelationen des Kriteriums Anteil an Wald und extensivem Grünland mit dem Fischindex entlang räumlicher Gradienten, so sieht man eine deutliche Abnahme des Zusammenhanges von großen zu kleinen Maßstabsebenen hin (Abbildung 5-11).

|

Anteil Wald & ext. Grünland im Einzugsgebiet des Hauptflusses

-3.9

-1.7 -0.6

< 91 % > 91 %

Anteil Wald & ext. Grünland entlang des Hauptflusses im 100 m Puffer im

Einzugsgebiet

< 52 % > 52 %

N=26

N=300 N=107

Abbildung 5-10: Regressionsbaum der Belastung Landnutzung, Grenzwerte für Belastungskriterien für die Aufzweigung des Baumes (links und rechts der Aufzweigung) sowie durchschnittlicher Fischindex pro Ast

MIRR-Projekt 43

Einzugsgebiet Teileinzugsgebeit 10km 5km 1km lokal

Korr

elat

ion

0.00

0.10

0.20

0.30

Abbildung 5-11: Korrelation zwischen Fischindex und Landnutzung (Anteil an Wald und Grünland im 100 m Puffer) auf unterschiedlichen räumlichen Maßstabsebenen

Regulierung Berücksichtigt man beim Regressionsbaum-Modell ausschließlich Regulierungskriterien, so wird als erste Variable der Index des morphologischen Flusstyps selektiert (Abbildung 5-12). Gewässer, deren Flusstyp stark verändert ist (lineare Linienführung oder staugeregelt, Index 5), weisen durchschnittlich einen schlechteren ökologischen Zustand auf als Gewässer mit unverändertem Flusstyp (Index 1) oder noch bogigem Verlauf (Index 3). In Fällen mit Fluss-typindex 1 und 3 lässt sich der Datensatz nochmals mittels ökomorphologischer Kriterien trennen. Ist die Vegetation des Umlandes besser als 3,0, so ist der fischökologische Zustand durchschnittlich wesentlich besser (Fischindex –1,1) als in schlechter eingestuften Gewäs-sern (Fischindex –2,0). Das Regulierungsmodell erklärt jedoch nur 22 % der Variabilität des Datensatzes. Bei genauerer Betrachtung der graduellen Abstufung des ökomorphologischen Zustandes ist erkennbar, dass Fische bereits ab einer Zustandsklasse von 2,0 signifikant auf den Regulie-rungseinfluss reagieren. Steigt der ökomorphologische Index weiter an, so nimmt auch die Reaktion der Fische zu (Abbildung 5-13). Auch bei den Regulierungskriterien nimmt die Korrelation mit dem Fischindex von größeren Maßstabsebenen hin zu kleineren ab, wobei die Abnahme nicht so deutlich ausfällt wie bei der Landnutzung. Hinzugefügt werden muss jedoch, dass hier die größte getestete Maß-stabsebene bereits bei 10 km endet. Wie bereits im Kapitel Datenbank beschrieben sind alle NÖ-MORPH Kriterien hoch redundant (r >0,75) und daher weitgehend austauschbar.

44 MIRR-Projekt

|Index des morphologischen Flusstyps

Ökomorph. Zustand [Ufer] des Flussabschnittes [1 km]

-3.2 -2.2

-2.0 -1.1

5 1 und 3

Ökomorph. Zustand [Vegetation Umland] des Flussabschnittes [10 km]

>3,0 <3,0 >3,0 <3,0

N=27 N=69

N=74 N=263

Abbildung 5-12: Regressionsbaum der Belastung Regulierung, Grenzwerte für Belastungskriterien für die Aufzweigung des Baumes (links und rechts der Aufzweigung) sowie durchschnittlicher Fischindex pro Ast

MIRR-Projekt 45

<=2 >2 - <=3 >3

-6-4

-20

Ökomorphologischer Zustand (Sohle) im 10 km Abschnitt

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-13: Reaktion von Fischen auf den ökomorphologischen Zustand (NÖ-MORPH Kriterium Sohle [10km]) , nicht überlappende Einschnürungsbereiche stellen signifikante Unter-schiede dar)

10km 5km 1km lokal

Korr

elat

ion

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

Abbildung 5-14: Korrelation zwischen Fischindex und ökomorphologischem Zustand (NÖ-MORPH Kriterium Sohle) auf unterschiedlichen räumlichen Maßstabsebenen

Stau Die insgesamt 83 für die Analyse verwendeten Staue weisen einen durchschnittlichen Fisch-index von -1.8 auf. Anhand der Baummethode wird nur ein Belastungskriterium, die Länge des Stauraums, selektiert. Da nur sich nur um ein Belastungskriterium handelt, wird anstelle

46 MIRR-Projekt

der Baumform ein Boxendiagramm dargestellt. Die Abbildung 5-15 zeigt, dass kurze Staue (<300 m) einen signifikant besseren fischökologischen Zustand (Fischindex -1,2) als längere (>300 m) aufweisen (Fischindex -2,2; t-Test p < 0,01).

<= 300 m > 300 m

-6-5

-4-3

-2-1

0

Staulänge

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-15: Reaktion von Fischen auf die Belastung Stau (nicht überlappende Einschnürungen zeigen signifikante Unterschiede an)

Kontinuum Beim Kontinuum wird anhand der Baummethode das Kriterium Anzahl der Kontinuumsun-terbrechungen pro Fischregion ausgewählt (nur Potamal). Zwar lässt sich sowohl im Rhithral als auch im Potamal bei mehr als 10 Unterbrechungen pro Fischregion eine deutliche Reak-tion der Fische erkennen (t-Test p< 0,001). Im Potamal reagieren aber Fische wesentlich stärker auf die Intensität der Fragmentierung als im Rhithral (Abbildung 5-16).

MIRR-Projekt 47

< 10 > 10

-6-4

-20

Rhithral

Fisc

hind

ex

< 10 > 10

-4-3

-2-1

0

Potamal

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-16: Reaktion der Fische auf Anzahl der Kontinuumsunterbrechungen pro Fischregion untergliedert in Rhithral und Potamal (nicht überlappende Einschnürungsbereiche der Boxen spiegeln signifikante Unterschiede wider)

Bei Betrachtung des Kriteriums Anteils intakter Fließstrecken (NÖ-MORPH<=2) wird ersicht-lich, dass bereits bei einer Abnahme des Anteil unter 80 % eine signifikante Reaktion der Fische erfolgt (t-Test p< 0,01, Abbildung 5-17), wobei wiederum der Unterschied im Potamal wesentlich größer als im Rhithral ist. Auch beim Kontinuum ist die Frage des Maßstabs entscheidend. Während auf Ebene von Fischregionen ein vergleichsweise guter Zusammenhang zwischen Fischindex und Anzahl der Kontinuumsunterbrechungen besteht, ist dies bei kleineren Maßstabsebenen (1-10 km) nicht mehr der Fall (Abbildung 5-18).

48 MIRR-Projekt

>80 % <80 %

-6-4

-20

Rhithral

Fisc

hind

ex

>80 % <80 %

-4-3

-2-1

0

Potamal

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-17: Reaktion der Fische auf Prozent durchgängige Fließstrecken mit ökomorphologi-schem Zustand <=2 pro 10 km langem Abschnitt

Ein weiteres Belastungskriterium, das ermittelt wurde, ist die Länge des Gewässerabschnit-tes bis zur nächsten Kontinuumsunterbrechung. Dieses Kriterium korreliert naturgemäß stark mit den oben genannten, ist jedoch auch für sich betrachtet von Interesse, da auch hier ein deutlicher Unterschied zwischen Rhithral und Potamal vorliegt. Während es im Potamal ei-nen deutlich Unterschied macht, ob eine Gewässerstrecke ein durchgehendes Kontinuum von weniger oder mehr als 4 km aufweist (t-Test p<0,05), ist dieser Effekt im Rhithral nur schwach ausgeprägt (Abbildung 5-19).

MIRR-Projekt 49

Fischregion 1km 10km 5km

Korr

elat

ion

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

Abbildung 5-18: Korrelation zwischen Fischindex und Anzahl von Kontinuumsunterbrechungen auf unterschiedlichen räumlichen Maßstabsebenen

< 4 km durchgängig > 4 km durchgängig

-6-4

-20

Rhithral

Gewässerabschnitt ohne Unterbrechung

Fisc

hind

ex

< 4 km durchgängig > 4 km durchgängig

-6-4

-20

Potamal

Gewässerabschnitt ohne Unterbrechung

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-19: Reaktion von Fischen auf die Länge durchgängiger Gewässerabschnitte in Rhithral und Potamal

Restwasser Wie es sich bei den Ergebnissen der belastungsspezifischen Fischindizes bereits zeigte, fällt die Reaktion der Fische auf Restwasser im gegenständlich untersuchten Datensatz im Ver-gleich zu den anderen Belastungen gering aus. Anhand der Regressionsbaummethode konnte lediglich eine belastungsspezifische Variable, nämlich der Anteil des Restwasserab-

50 MIRR-Projekt

flusses am MJNQT (%), als reaktiv identifiziert werden. Da es sich nur um eine Variable han-delt, wird anstelle der Baumdarstellung ein Boxendiagramm verwendet. Restwasserabflüsse unter 40 % MJNQT weisen einen deutlich geringeren Fischindex als Restwasserstrecken mit höheren Abflüssen auf (Abbildung 5-20). Eine gewisse, jedoch sta-tistisch nicht signifikante Tendenz liegt hinsichtlich der Länge der Restwasserstrecke vor. Kürzere Ausleitungen wirken sich offensichtlich weniger stark als längere aus (Abbildung 5-21). Es ist jedoch zu berücksichtigen, dass der MIRR-Datensatz hinsichtlich Restwasser deutlichen Einschränkungen unterliegt. So weist der überwiegende Teil der Restwasserstre-cken einen Restwasserabfluss von unter 40 % MJNQT auf, nur 11 Strecken liegen darüber (Abbildung 5-22). Daher spiegeln die Daten keinen vollständigen Belastungsgradienten wi-der. Es ist auch erkenntlich, dass ein großer Teil der höher dotierten Strecken (> 40 % MJNQT) geringe Fischindizes aufweisen. Für eine besser abgesicherte Beurteilung von Restwasser wären mehr Daten mit höheren Dotationen erforderlich.

< 40 % >= 40 %

-4-3

-2-1

0

Anteil des Restwassers am MJNQ_T

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-20: Reaktion von Fischen auf unterschiedliche Restwasserführungen (MJNQT= Mittlerer jährlicher Tagesniederwasserabfluss; nicht überlappende Einschnürungsbereiche der Boxen spiegeln signifikante Unterschiede wider)

MIRR-Projekt 51

< 2000 m >= 2000 m

-4-3

-2-1

0

Länge der Restwasserstrecke

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-21: Reaktion von Fischen auf die Länge von Restwasserstrecken (überlappende Ein-schnürungsbereiche der Boxen spiegeln nicht signifikante Unterschiede wider)

Anteil des Restwassers am MJNQ_T [%]

Anza

hl P

robe

stel

len

0 20 40 60 80

010

2030

4050

Abbildung 5-22: Verteilung des MIRR-Datensatzes auf Restwasserstrecken mit einem Anteil kleiner 40 % und größer gleich 40 % MJNQT.

52 MIRR-Projekt

5.6 Diskussion der Modellierungsergebnisse

5.6.1 Fischindizes Zielsetzung des MIRR-Projektes war die Entwicklung eines Instruments für Sanierungsmaß-nahmen. Dafür ist die Kenntnis der Wirkungszusammenhänge zwischen bestimmten Belas-tungen und den Fischen Voraussetzung. Aufgrund der Voranalysen zeigte es sich, dass Fische belastungsspezifisch reagieren, und dass daher, um die zentralen Fragen des MIRR-Projektes beantworten zu können, belastungsspezifische Indizes zu entwickeln sind. Neben den belastungsspezifischen Indizes wurden auch herkömmliche Gesamt-Indizes (jeweils für Rhithral und Potamal) entwickelt, um diese mit den belastungsspezifischen Indi-zes vergleichen zu können. Die herkömmlichen Gesamtindizes zeigten durchwegs eine ge-ringere Fähigkeit, Belastungen zu erkennen. Ziel des MIRR-Projektes war nicht die Entwicklung einer fischökologischen Bewertungsme-thode für die Beurteilung des ökologischen Zustandes gemäß Wasserrahmenrichtlinie, da es hierfür bereits eine nationale Methode gibt (Haunschmid et al. 2006). Freilich ist anzuregen, bei der Überarbeitung bzw. Weiterentwicklung der nationalen Methode die Erkenntnisse des MIRR-Projektes hinsichtlich belastungsspezifischer Indizes einfließen zu lassen. Für die Beurteilung des fischökologischen Zustands einer Probenstelle wurde letztlich der Minimalwert aller belastungsspezifischen Indizes herangezogen. Dieser so genannte Kom-binierte-Index wurde für die Modellierung mittels Regressionsbaum-Analysen herangezo-gen. Sowohl die belastungsspezifischen Indizes als auch der Kombinierte-Index wurden für die Entwicklung des Instruments verwendet. Bezug Fischindizes und „guter ökologischer Zustand“ Wie sind nun die hier entwickelten Fischindizes im Bezug zum „guten ökologischen Zustand“ zu sehen? Im Rahen des Projektes wird bewusst keine Grenzziehung zwischen „gut“ und „nicht gut“ vorgenommen, da, wie schon oben gesagt, dies nicht Aufgabe des Projektes war. Zudem sind im MIRR-Datensatz keine oder kaum echte Referenzstrecken enthalten, wo-durch es nicht möglich ist, eine Grenze zwischen „sehr gut und „gut“ zu ziehen. Auch sind keine vollständig degradierten Gewässer im Sinne der Stufe 5 der WRRL (sehr schlechter Zustand) enthalten, da in allen Probestellen ein zumindest noch geringer Fischbestand nachweisbar war. Der MIRR-Datensatz enthält somit Daten, die sich vereinfacht gesagt den Stufen 2 bis 4 zuordnen lassen. Eine eventuelle Klassifizierung der Fischindizes im Sinne der WRRL würde erst Sinn machen, wenn alle Belastungstypen und Belastungsintensitäten, die in Österreich auftreten können, erfasst wären, was eine Ausdehnung des MIRR-Ansatzes auf andere Bundesländer erfordern würde. Dennoch lässt sich der Kombinierte-Fischindex diesbezüglich grob einordnen: Die als „stär-ker belastet“ eingestuften Gewässer erfüllen natürlich nicht die Kriterien des „guten Zustan-des“. Daher wird die Grenze zwischen „gut“ und „mäßig“ entweder zwischen „geringer“ und „stärker“ (Fischindex Grenze -0,7) oder innerhalb der Klasse „geringer belastet“ liegen. Als „geringer“ belastet eingestufte Gewässer machen 25 % der untersuchten Gewässer aus. Geht man davon aus, dass weniger als 25 % der Gewässer dem „guten Zustand“ entspre-chen, so würde sich der Grenzwert des Kombinierten-Fischindex entsprechend nach oben (> -0,7) verschieben, d.h. sich dem Wert 0 annähern.

5.6.2 Identifizierung der Belastungstypen anhand belastungsspezifischer Indi-zes

Anhand der belastungsspezifischen Indizes lässt sich mittels Diskriminanzanalyse der maß-gebliche Belastungstyp feststellen. Der Beeinträchtigungsgrad wird durch den Kombinierten Fischindex widergespiegelt. Dies liefert die Basis für die Entscheidung, ob es sich um eine einzelne stärkere Belastung oder mehrere stärkere Belastungen handelt. Ein ökologisch be-gründetes Kenntlichmachen der maßgeblichen Belastung ist sehr hilfreich, da die Identifizie-rung von Belastungen alleinig anhand von Belastungsinformationen nicht immer einfach ist. Bekanntlich ist die Verfügbarkeit qualitativ hochwertiger Belastungsdaten in Österreich noch immer sehr begrenzt. Zusätzlich ist damit gewährleistet, dass jene maßgeblichen Belastun-

MIRR-Projekt 53

gen, die auch den ökologischen Zustand beeinträchtigen, erkannt und gezielt saniert werden, und nicht Geld in Restaurationsmaßnamen investiert wird, die nur bescheidenen Erfolg er-warten lassen.

5.6.3 Einzel- und Mehrfachbelastungen Im Falle der Einzelbelastung ist die Handlungsstrategie einfach, da direkt Maßnahmenty-pen, die der jeweiligen Einzelbelastung entsprechend entgegenwirken, angewendet werden können (siehe Kap. Maßnahmen). Hier gilt es lediglich eine räumliche Priorisierung vorzu-nehmen (siehe unten). Bei Mehrfachbelastungen, wie dies meistens der Fall ist, gilt es abzuwägen, welche Belas-tung(en) sich am stärksten auf den ökologischen Zustand auswirken. Die Sanierung maß-geblicher Belastungen lässt ja auch den größten Effekt hinsichtlich der Verbesserung des ökologischen Zustandes erwarten. Eine wesentliche Erkenntnis ist die additive Wirkung von Mehrfachbelastungen (Abbildung 5-9). Dies bedeutet, dass es zu einer Aufsummierung der Effekte der Einzelbe-lastungen kommt und daher mehrfachbelastete Gewässer durchschnittlich einen schlechte-ren ökologischen Zustand aufweisen als Gewässer mit Einzelbelastungen. Für die Sanierung wiederum bedeutet dies, dass es in den meisten Fällen wahrscheinlich nicht ausreicht, nur die stärkste Belastung zu beseitigen, sondern grundsätzlich die Mehrfachbelastung zu ent-fernen ist (Sanierung aller Belastungen bis auf weniger wirksame). Dies bedeutet jedoch meist wesentlich höhere Kosten. Im Sinne einer Priorisierung hinsichtlich Kosteneffektivität und zeitlicher Umsetzbarkeit wären daher Gewässer(abschnitte) mit Einzelbelastungen jenen mit Mehrfachbelastungen vorzuziehen. Wie schon oben festgestellt, trifft dies jedoch nur ei-nen vergleichsweise geringen Anteil der Gewässerstrecken, da die meisten mehrfachbelas-tet sind. Insgesamt betrachtet ist eine doppelgleisige Strategie am erfolgversprechendsten. Prioritär sind einfachbelastete Gewässerstrecken zu sanieren, um vergleichsweise rasch und kostengünstig Sanierungserfolge vorweisen zu können; dies ist auch für die politische und öffentliche Akzeptanz von großer Bedeutung. Parallel dazu ist die systematische Sanierung mehrfachbelasteter Gewässern anzugehen, um zumindest in absehbarer Zeit und mit dem Zeitplan der Wasserrahmenrichtlinie in Einklang stehend Sanierungserfolge vorweisen zu können. Die Ergebnisse der Modellierungen zeigen sowohl bei der belastungsspezifischen Analyse als auch bei der Beurteilung kombinierter Belastungen deutliche Unterschiede in der Reakti-on der Fische auf Belastungen. Die vergleichende Analyse der Wirkung unterschiedlicher Belastungen auf Fische weist ü-berraschender Weise eindeutig die Landnutzung ausgedrückt als Anteil an Wald und exten-sivem Grünland (im Gegensatz zu intensivem Grünland, Ackerwirtschaft und Siedlungsflä-chen) entlang der Gewässer in Form beidufriger Pufferstreifen von ca. 100 m, als den maß-geblichsten, messbaren Belastungsfaktor aus. Dieses Belastungskriterium integriert eine Reihe von Belastungen und ist wahrscheinlich deshalb für den gewässerökologischen Zu-stand so maßgeblich. Dazu zählen direkte und indirekte Wirkungen. Direkt wirksam wird z.B. die Beschaffung der Ufervegetation in Form von Beschattung, Sichtschutz, Fischeinständen (v.a bei Hochwasser), Totholz, etc.. Indirekte Wirkungen sind v.a. durch die Pufferfunktion extensiv bewirtschafteter Uferrandstreifen gegeben: Reduktion des Eintrages von Nährstof-fen sowie toxischer Stoffe aus angrenzenden Flächen, Abpufferung des Feinsedimentein-trags aus Ackerflächen, etc.. Extensiv bewirtschaftete Pufferstreifen sind jedoch auch ein Indiz für höhere Überflutungshäufigkeit, was für die Fischfauna von Nutzen ist. Weiters ist zu berücksichtigen, dass es einen deutlichen Zusammenhang zwischen Land-nutzung und anderen Belastungen gibt. So zeichnen sich Gewässer mit extensiv bewirt-schafteten Pufferstreifen meist durch vergleichsweise besseren ökomorphologischen Zu-stand aus und weisen insgesamt weniger anthropogene Einflüsse auf. Z.B. korreliert im zur Verfügung stehenden Datensatz die Qualität des Pufferstreifens am stärksten mit dem Index des morphologischen Flusstyps (r=0,45), aber auch z.B. mit dem ökomorphologischen Zu-stand (Gesamtindex auf 10 km: r=0,40) und dem Kriterium Anteil ökomorphologischer Zu-stand >=2 in 10 km langen Fließstrecken (r=0,31) (Abbildung 5-23). Dies zeigt, dass die

54 MIRR-Projekt

Wahrscheinlichkeit des Vorliegens morphologisch intakter Zustände in Gewässern bei hoch-wertigen Pufferstreifen wesentlich größer ist als in Gewässern mit direkt angrenzender, in-tensiver Landwirtschaft und Siedlungen. Es gibt daher einen Anteil am Einfluss des Kriteri-ums Landnutzung, der direkt auf diesem Faktor beruht, und einen der indirekt auf Zusam-menhänge mit anderen Belastungen zurückzuführen ist.

Morphol. Flusstypindex Ökomorph. Zustand (Sohle,10 km) Anteil intakter Fließstrecken (10km)

Korr

elat

ion

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

Abbildung 5-23: Korrelationen (r>0,3) zwischen Landnutzung (Anteil Wald & extensivem Grünland) im 100 m Puffer von 10 km langen Abschnitten und allen anderen Belastungskriterien

Die vergleichende Analyse der Einzelbelastungen zeigt, dass wiederum die Landnutzung im Pufferstreifen den stärksten Modell-Erklärungswert (Regressions-Baumanalyse) hinsichtlich der Wirkung auf den ökologischen Zustand besitzt (Abbildung 5-10). Dies ist ein weiteres Indiz für die übergeordnete Bedeutung dieses Belastungstyps. Ein Vorteil des Kriteriums Landnutzung ist dessen leichte und kostengünstige Erfassbarkeit. Mithilfe des österreichweit vorhandenen „Sinus-Datensatzes“ ist eine grobe, flächendecken-de Beurteilung der gewässerökologischen Situation vergleichsweise einfach möglich und sollte in Zukunft verstärkt umgesetzt werden. Insbesondere für die Übertragung von Detail-ergebnissen auf die österreichische Ebene anhand von Analogieschlüssen eignet sich die-ses Kriterium sehr gut. Freilich sind für eine Kausalanalyse weiterhin detailliertere Daten er-forderlich. Gerade bei kleinflächig strukturierter Landnutzung, wie in der potentiellen Auen-zone, kam es durch die Zusammenlegung unterschiedlicher Nutzungsstrukturen bei der au-tomatischen Interpretation der Flächen im Rahmen des SINUS-Projektes zu Fehlklassifikati-onen. So ähneln Spektralsignaturen von Wasser- und Grünland-Mischzonen jenen des Na-delwalds (Wrbka et al. 2003). Im Fallbeispiel Traisen kann dieser Fehler der SINUS-Daten durch Vergleich mit genauen vegetationskundlichen Kartierungsergebnissen im Talraum ü-berprüft werden. Wie bereits angedeutet, spielt neben der Landnutzung im Pufferstreifen die morphologische Veränderung infolge Regulierung eine wesentliche Rolle: Im Gesamt-Modell ist der morpho-logische Zustand als Zustand im 5 km langen Gewässerabschnitt vertreten. In der belas-tungsspezifischen Analyse tritt als stärkste Einflussgröße der Index des morphologischen Flusstyps hinzu. Dieses Kriterium schlägt aufgrund der hohen Redundanz mit der Landnut-zung im Pufferstreifen, wie oben erklärt, erst bei der belastungsspezifischen Analyse durch. Ziel der morphologischen Sanierung muss daher sowohl eine zumindest teilweise Wieder-herstellung des Flusstyps (Index 3, „bogige Linienführung“) als auch ein nicht wesentlich veränderter ökomorphologischer Zustand sein. Als anzustrebenden Schwellenwert für die ökomorphologischen Zustand ist ein Index von 2 anzusetzen, da bereits ab diesem Wert Fische signifikant reagieren (Abbildung 5-13).

MIRR-Projekt 55

Für die räumliche Betrachtung kann das Belastungskriterium „Anteil an intakten Fließstre-cken“, d.s. Fließstrecken mit einem ökomorphologischem Index <=2, herangezogen werden. In 10 km langen Gewässerabschnitten reagiert der Fischindex bereits bei einer Reduktion des Anteils intakter Fließstrecken unter 80 % der Gesamtlänge (Abbildung 5-17). Beim Belastungstyp Stau zeigen Fische eine Reaktion auf die Länge des Stauraums, abso-lut und in Relation zum MQ. Beide Kriterien, spiegeln die Dimension des Staues wider. Klei-ne Staue (< 300 m Länge) weisen einen besseren ökologischen Zustand auf als größere. Jedoch sind auch kleine Staue im Vergleich zu stauunbeeinflussten Situation als deutlich degradiert einzustufen. Hinsichtlich der Sanierung von Stauen bedeutet dies, dass v.a. die Dimension der Staue zu reduzieren wäre. Dies ist freilich in der Praxis nur in wenigen Fällen möglich. Im Gesamt-Modell als auch im belastungsspezifischen Modell scheint das Kontinuum an-hand von 2 Belastungskriterien auf: Anzahl der Kontinuumsunterbrechungen pro Fischregion und Prozent Fließstrecken mit ökomorphologischem Zustand <=2. Beide spiegeln den Grad der Fragmentierung wider. Zugleich fällt bei beiden Kriterien die Reaktion der Fische im Po-tamal wesentlich stärker als im Rhithral aus. Auch anhand dieser Kriterien bestätigt sich, dass das Ziel der Sanierung die Schaffung möglichst langer, intakter und durchgehender Gewässerabschnitte sein soll. Relativ betrachtet, sollten Gewässerabschnitte zumindest über 80 % intakte Fließstrecken aufweisen. In absoluten Zahlen betrachtet, sind deutliche Unter-schiede zwischen durchgängigen Abschnittslängen von weniger und mehr als 4 km erkenn-bar. Dabei ist v.a. im Potamal auch bei längeren Gewässerabschnitten noch eine deutliche Beeinträchtigung gegeben. Daher sollten als Richtwert durchgängige Minimallängen von 5 km für kleine Rhithralgewässer und 10 km für restliche Gewässer angestrebt werden. Obwohl die belastungsspezifischen Indizes klar zeigen, dass Fische auf Restwasser signifi-kant reagieren, scheint diese Art der Belastung im Gesamtmodell nicht auf. Dies kann meh-rere Gründe haben. Erstens ist der zur Verfügung stehende Datensatz nicht ideal, um Gra-dienten zu untersuchen, da die überwiegende Zahl der Probestellen ähnlich geringe Rest-wasserführungen aufweist (Abbildung 5-22). Zweitens war die Beschaffung restwasserspezi-fischer Belastungsdaten (v.a. Restwasserabfluss) äußerst schwierig (siehe Kap. Datenre-cherche). Vielfach gründeten diese auf mündlichen Aussagen der Anlagenbetreiber und konnten im Rahmen des Projektes nicht vor Ort überprüft werden. Drittens zeigen sich auch bei anderen Restwasserstudien (EVN-Studie Zeiringer et al. in praep., Sabaton et al. 2004), dass es sehr schwierig ist, allgemein gültige Aussagen hinsichtlich Restwasserkriterien abzu-leiten. Einschlägige Erfahrungen zeigen, dass auch viele andere Einflüsse, die im Rahmen dieses Projektes nicht erfasst wurden, die Situation in Restwasserstrecken bestimmen. So treten vergleichsweise häufig unterschiedliche Störungen beim Betrieb von Ausleitungskraft-werken auf (z.B. technische Gebrechen oder Fehlbedienungen der Dotationseinrichtungen), die zum kurzzeitigen Trockenfallen der Restwasserstrecken führen kann. Entsanderspülun-gen, kurzzeitige Absenkungen der Wehre und Stauraumspülungen sind weitere Belastun-gen, die die Fischpopulationen signifikant beeinträchtigen können. Weiters ist zu berücksichtigen, dass die Auswirkungen von Restwasser sehr stark vom jewei-ligen Gewässertyp abhängen. So zeigen jüngere Untersuchungen (z.B. Restwassermodellie-rung des IHG im Gesäuse), dass Fische in gefällsreichen Schluchtstrecken mit vergleichs-weise wenig Restwasser das Auslangen finden. Aufgrund dieser Situation wird daher vorgeschlagen, die Frage der Restwasserführung bzw. –dotation, wie bisher üblich in Österreich, fallspezifisch zu betrachten. Bei der Beurteilung der Restwasserfrage in den Entscheidungsbäumen des Instruments wird daher nur allge-mein auf die Kriterien „Totalausleitungen“ und „ökologisch ausreichende Dotation“ eingegan-gen. Jedenfalls sollten keine Dotationen unter 40 % MJNQT bewilligt werden, da hier Fische deutliche Reaktionen zeigen. Inwieweit im Einzelfall höhere Abflüsse erforderlich sind, kann anhand vorliegenden Datenmaterials nicht beurteilt und sollte daher fallbezogen bewertet werden.

56 MIRR-Projekt

Wie die Ergebnisse zeigen, lässt sich anhand erfasster Belastungen nur ein gewisser Teil der Variabilität der Daten erklären. Dafür könnten z.B. andere Belastungen, die mangels Daten im MIRR Projekt nicht berücksichtigt wurden, wie z.B. der Fraßdruck durch fischfres-sende Vögel (Kormoran, Gänsesäger, Fischreiher), verantwortlich sein. Andere Faktoren können natürliche Schwankungen der Fischpopulationen, Unterschiede bei den Freilandbe-probungen, Einfluss der fischereilichen Bewirtschaftung, etc. sein.

5.6.4 Entwicklung des Instruments Die Ergebnisse der Analysen liefern mehrere Bausteine, die sich nun zu einem strategischen Instrument für die Restauration von Fließgewässern zusammenfassen lassen. Als erster Baustein sind die belastungsspezifischen Fischindizes zu betrachten, anhand derer maßgeb-liche, d.h. ökologisch wirksame Belastungen identifiziert werden können. Dadurch wird er-kenntlich, ob es sich um einfach- oder mehrfachbelastete Gewässer handelt. Die rein auf fischökologischen Daten basierende Identifizierung von Belastungen sollte durch verfügbare Belastungsdaten ergänzt bzw. überprüft werden. Nach Identifizierung der Belastungstypen ist eine räumliche Priorisierung der Maßnahmen vorzunehmen. Bei mehrfachbelasteten Gewässern hat auch eine Priorisierung hinsichtlich der Effektivität der belastungsspezifischen Maßnahmen zu erfolgen (Abbildung 5-24).

Identifizierung maßgeblicher Belastungen anhand belastungsspezifischer Fischindizes

und vorliegender Belastungsdaten

Einfachfachbelastete Gewässer(abschnitte)

Mehrfachbelastete Gewässer(abschnitte)

Priorisierung von Maßnahmen • anhand räumlicher Effektivität

Priorisierung von Maßnahmen • anhand maßgeblicher Belastungen• anhand räumlicher Effektivität

Morphologie und Umland Kontinuum Stau Restwasser Schwall

Charakterisierung der Maßnahmentypen

Abbildung 5-24: Grundsätzliches Schema des Instruments zur Restauration von Fließgewässern

Priorisierung von Maßnahmen Aufgrund der Tatsache, das sehr viele Gewässer Österreichs ökologisch beeinträchtigt sind, ist es notwendig, die Sanierungen schrittweise anhand von Prioritätskriterien umzusetzen. Dabei ist entscheidend, wie effektiv die Maßnahmen im Bezug aufeinander sind (relative Effektivität) und welche räumliche Effektivität sie besitzen. Priorisierung anhand der relativen Effektivität von Maßnahmen Wie die Ergebnisse zeigen, wirken sich die Belastungstypen sehr unterschiedlich auf den ökologischen Zustand aus. Im Sinne des dem Projekt zugrunde liegenden Analogieschlus-ses der Umkehrung des Degradationsprozesses in einen Restaurationsprozess bedeutet

MIRR-Projekt 57

dies, dass auch die belastungsspezifischen Sanierungsmaßnahmen unterschiedlichen Ein-fluss auf den ökologischen Zustand besitzen. Der ökologische Zustand der Gewässer ist maßgeblich durch Regulierung und intensive Landnutzung entlang der Gewässer beeinträchtigt. Dieser Belastungsfaktor ist beim zugrun-de gelegten, jedoch nach Belastungstypen gewichteten Datenmaterial (Belastungstypen mit geringerer Häufigkeit wurden stärker gewichtet als häufigere) der am stärksten durchschla-gende. Weitere maßgebliche Belastungen sind Kontinuumsunterbrechungen und Staue (bzgl. Restwasser siehe fallspezifische Vorgangsweise unten). Maßnahmen zur Sanierung von Stauen lassen sich nur beschränkt umsetzen (siehe unten), daher sollen sie bei folgen-den Betrachtungen außer Acht gelassen werden. Es verbleiben somit die Morphologie und das Kontinuum als wesentliche Systemkomponenten, für die sich allgemein gültige Aussa-gen ableiten lassen. Aufgrund der übergeordneten Bedeutung der Morphologie und des Um-landes ist eine ausschließlich auf Sanierung von Kontinuumsunterbrechungen ausge-legte Strategie nicht zielführend, da sich dadurch der erwartete Erfolg hinsichtlich des öko-logischen Zustandes nicht einstellt. Freilich gilt auch umgekehrt: erfolgt keine Sanierung der Kontinuumsunterbrechungen, ist das Ziel ausschließlich mit morphologischen Verbesserun-gen ebenfalls nicht erreichbar. Priorisierung anhand der räumlichen Effektivität von Maßnahmen Die Ergebnisse der Modellierungen zeigen sehr deutlich, dass auf größeren räumlichen Maßstabsebenen erfasste Belastungen wesentlich stärkere Zusammenhänge mit dem öko-logischen Zustand aufweisen als jene auf kleineren. Dementsprechend sind auch die Hand-lungsstrategien grundsätzlich auf Einzugsgebiete und „vom Großen ins Kleine“ auszurich-ten (Abbildung 5-26). Maßnahmen, die sich auf das gesamte Einzugsgebiet auswirken (z.B. Öffnung des Kontinuums) sind rein lokalen Aktivitäten vorzuziehen. Freilich ist klar, dass die Maßstabsebenen hierarchisch verknüpft sind und daher die Summe vieler lokaler Maßnahmen bestimmend für den Zustand auf größerer Maßstabsebene ist. Hinsichtlich der räumlichen Priorisierung von Restaurationsmaßnahmen stellen sich grund-sätzlich 2 Fragen:

⎯ Welche Einzugsgebiete sollten prioritär behandelt werden? ⎯ Wo soll innerhalb der Einzugsgebiete prioritär angesetzt werden?

Zur Beantwortung ersterer Frage liefern die Ergebnisse klare Anhaltspunkte. Deutlich ist im Regressionsbaum des Gesamtmodells die Interaktion und räumliche Hierarchie der Belas-tungen erkennbar. Wenn der allgemeine Zustand längerer Gewässerabschnitte bzw. ganzer Einzugsgebiete, ausgedrückt über die Landnutzung im Pufferstreifen, stark degradiert ist, so spielen die lokalen Verhältnisse eine untergeordnete Rolle. Lediglich Staue können die Si-tuation noch verschlechtern. Ist hingegen die allgemeine Situation gut, so kommen lokale Belastungen wesentlich stärker zur Geltung. In Gewässern, deren Einzugsgebiete flächendeckend starken Belastungen ausgesetzt sind, wird daher die Sanierung nur mit überproportionalem Aufwand gelingen, da die ökologischen Effekte lokaler Maßnahmen durch die Gesamtbelastung im Einzugsgebiet überlagert und abgeschwächt werden. Dem entgegengesetzt ist davon auszugehen, dass Maßnahmen in intakteren Einzugsgebieten sehr gut greifen und vergleichsweise rasch zur gewünschten ökologischen Sanierung führen werden. Ein Vergleich von (Teil-)Einzugsgebieten mit mehr als 30 Probestellen pro Einzugsgebiet spiegelt die unterschiedliche Belastung in den jeweiligen Flusssystemen deutlich wider (Abbildung 5-25). Während die Einzugsgebiete Pielach und Traisen-Oberlauf noch weitge-hend naturnahen Charakter aufweisen, sind z.B. die Gewässer im Thayaeinzugsgebiet (v.a. Deutsche Thaya) stark von Stauhaltungen beeinflusst. In fast allen Einzugsgebieten ist die Streuung der Fischindexwerte vergleichsweise gering, d.h. der ökologische Zustand ändert sich im Einzugsgebiet nicht sehr stark. Dies ist ein weiterer Hinweis dafür, dass die groß-räumigen Belastungsbedingungen ganz entscheidend für den ökologischen Zustand sind. Das Fischa-Piesting-System fällt etwas aus der Reihe, da es sich im Falle der Fischa um einen grundwasserdominierten Sondertyp handelt und das Fischa-Piesting-System insge-samt sehr heterogene Belastungsstruktur aufweist.

58 MIRR-Projekt

Fischa - Piesting (Deutsche) Thaya Erlauf Ybbs Pielach Traisen-Oberlauf

-6-4

-20

Einzugsgebiet

Fisc

hind

ex

Abbildung 5-25: Vergleich der Fischindizes unterschiedlicher Einzugsgebiete (nicht überlappende Einschnürungsbereiche der Boxen spiegeln signifikante Unterschiede wider)

Die Frage der Priorisierung von Maßnahmen innerhalb von Einzugsgebieten hängt – neben dem Grundsatz „vom Großen ins Kleine“ - sehr stark von den jeweiligen Belastungstypen ab. Dies kann sehr einfach an 2 Beispielen verdeutlicht werden. Gibt es z.B. in einem Gewässer nur eine Kontinuumsunterbrechung bei der Mündung, so ist bei deren Passierbarmachung das gesamte Einzugsgebiet hinsichtlich dieses Belastungstyps saniert. Haben wir es aber mit einem durchgehend regulierten Gewässer zu tun, sind große Teilstücke morphologisch zu sanieren, um eine Verbesserung des ökologischen Zustandes zu ermöglichen. Allen Belastungstypen ist jedoch gemein, dass das Ziel der Sanierung möglichst lange, mor-phologisch intakte und durchgängige Gewässerabschnitte sein sollen. Von den Modellie-rungsergebnissen kann man anhand mehrerer Kriterien (Landnutzung im Pufferstreifen, durchgängige Gewässerabschnitte mit ökomorphologischem Zustand >=2, Anzahl der Kon-tinuumsunterbrechungen pro Fischregion, Anteil gestauter Abschnitte) als Mindestlänge 5-10 km lange Gewässerabschnitte ableiten. Bei kleinen Rhithralgewässern ist eher der untere Richtwert von 5 km, bei den anderen jener von 10 km heranzuziehen.

Einzugsgebiet

Gewässerabschnitt

Lokale Situation

Abbildung 5-26: Grundsätzliche Leitlinie zur räumlichen Priorisierung von Sanierungsmaßnahmen

MIRR-Projekt 59

Zusammenfassung genereller Empfehlungen

⎯ Entwicklung der Maßnahmenprogramme vom „Großen ins Kleine“, d.h. von der Ebe-ne der Einzugsgebiete (Teileinzugsgebieten) hin zur lokalen Ebene.

⎯ Priorität in der Sanierung sollten die weniger stark veränderten Einzugsgebiete erhal-ten, da dort die raschesten und größten Sanierungseffekte zu erwarten sind.

⎯ Räumliche Priorisierung auf Potamalgewässer bzw. prioritären Wanderraum Typ A (Meta-/Epipotamal groß/mittel und Hyporhithral groß), da dort Sanierungsmaßnah-men einen stärkeren Effekt zeigen.

⎯ Maßnahmen mit großräumigen Effekten prioritär umsetzen (Beispiel Kontinuumsöff-nung bei Mündungen)

⎯ Bei mehrfachbelasteten Gewässern Sanierung aller maßgeblicher Belastungen (aus-schließlich auf Sanierung von Kontinuumsunterbrechungen ausgelegte Strategie nicht zielführend)

⎯ Ziel der Sanierung: möglichst lange, morphologisch intakte und durchgängige Ge-wässerabschnitte. Richtwerte für Mindestlängen bei kleinen Rhithralgewässern 5 km, bei anderen Gewässern 10 km.

5.6.5 Belastungsspezifische Sanierung Wird nun in einem Gewässerabschnitt eine Einzelbelastung durch die belastungsspezifi-schen Indizes und Belastungsdaten als die für den schlechten Zustand maßgebliche Belas-tung identifiziert, und ist dieser Gewässerabschnitt auch räumlich prioritär zu behandeln, können mit Hilfe der nachfolgenden Entscheidungsbäume Vorschläge für Restaurations-maßnahmen abgeleitet werden. In den Diagrammen (Abbildung 5-27 bis Abbildung 5-30) der Entscheidungsbäume zu den einzelnen Belastungen werden folgende Symbole verwendet:

Die grün hinterlegten Rechtecke symbolisieren signifikante, belastungsspezifische Kriterien, entsprechend den Ergebnissen der Regressionsbaum-Modelle

In Einzelfällen werden zusätzliche Kriterien durch Expertise der Bearbeitergruppe ergänzt, wenn sie aufgrund fehlender Daten nicht in die Modelle einfließen konnten. Alle in den Ent-scheidungsbäumen definierten Kriterien sind im Kap. Datenanalyse detailliert beschrieben.

Den Rechtecken nachgeordnet sind jeweils Kreissymbole, die Entscheidungsmöglichkeiten (ja/nein; >/< Grenzwert) angeben. Die Grenzwerte leiten sich aus den Regressionsbaum-Modellen ab.

Die Sechsecke beinhalten Sanierungsvorschläge; diese sind in der Beschreibung der Res-taurationsmaßnahmen (hierarchische Ebene: „Maßnahmetyp“) detailliert charakterisiert (Kap. 6).

Da in diesem generellen Schema keine Aussage über das exakte Ausmaß des Sanierungs-erfolges angegeben werden kann, ist die angestrebte Zielgröße die „tendenzielle Zielerrei-chung“. Das bedeutet, dass die Umsetzung der Maßnahmen eine Verbesserung des ökolo-gischen Zustandes im Gewässerabschnitt bringen wird und auf die Erreichung des „guten ökologischen Zustandes“ bzw. des „guten ökologischen Potenzials“ abzielt. Ob sich damit der gute ökologische Zustand (das gute ökologische Potential) einstellt, kann letztlich erst durch ein entsprechendes ökologisches Monitoring nach Umsetzung der Maßnahmen be-antwortet werden. Morphologie und Landnutzung

60 MIRR-Projekt

Der Entscheidungsbaum für den Belastungsschwerpunkt Morphologie und Landnutzung (Abbildung 5-27) ist wie folgt aufgebaut: Ausgangskriterium ist der Index des morphologi-schen Flusstyps. Dieser Wert gibt das Ausmaß der Veränderung des aktuellen Flussverlau-fes im Vergleich zum potenziellen morphologischen Flusstyp an und steht für das Ausmaß der Degradation der flussmorphologischen Verhältnisse primär durch Regulierung (1-nur geringfügige Veränderungen und lokale Stabilisierungsmaßnahmen, 3-Veränderungen des Flusstyps mit aktuell bogigem Verlauf, 5-starke Degradation mit aktuell linearem Verlauf). Dieser Index ist auch jenes Kriterium, das im Regressionsbaum-Modell der Einzelbelastung Regulierung (Abbildung 5-12) als erste und damit übergeordnete Variable selektiert wurde. Im Fall von Index 1 und 3 werden weitere Entscheidungskriterien benötigt, um das Ausmaß der Regulierung abzuschätzen. Bei Gewässerabschnitten mit Index 5 werden aufgrund der starken Degradation großflächige Restaurationsmaßnahmen vorgeschlagen. Das zweite Entscheidungskriterium im Falle von Index 1 und 3 ist der ökomorphologische Zustand über eine Gewässerlänge von 10 km. Wird dabei ein Wert schlechter als 2 erreicht, sind Restaurationsmaßnahmen vorzusehen, die auf eine Strukturierung des „aktiven Gerinnes“ (active channel) abzielen. Die Maßnahmentypen reichen hier von kleinräumigen Restruktu-rierungen (bei morphologischem Flusstyp-Index 1) bis zur Wiederanbindung von Seitenar-men, Altarmen oder Mäandern (bei Index 3). Das dritte Kriterium „Einheit Fluss-Au“ soll aufzeigen, ob noch Überflutungsflächen in der potenziellen Auenzone vorhanden sind und ob diese einer natürlichen Dynamik unterliegen. Fehlen diese ökologisch wichtigen Lebens-räume sowie Prozesse in der Auenzone (bei Index 5 wird das Fehlen postuliert), wird für Gewässerstrecken des „Hyporhithral groß“ (nach Haunschmid et al. 2006) bis zum „Metapo-tamal“ die Initiierung bzw. Anlage von auentypischen Habitaten als Restaurationsmaßnahme vorgeschlagen. Gerade in diesen Fischregionen kann eine Verbesserung des fischökologi-schen Zustandes nur durch die Wiederherstellung der lateralen Konnektivität erzielt werden. In Gewässerabschnitten, die dem „Epi-, Metarhithral“ oder „Hyporhithral klein“ zuzuordnen sind, sollten die Flächen in der potenziellen Auenzone zumindest eine gewässerverträgliche Nutzung aufweisen. Abschließend wird die erweiterte Umlandsituation mittels des Kriteriums „Anteil von Wald / extensivem Grünland innerhalb eines beidufrigen 100 m breiten Streifens entlang des Hauptflusses über 10 km Länge“ beurteilt. Dieser Parameter zum Belastungsschwerpunkt Landnutzung hat sich im Gesamtmodell als einflussreichstes und verschiedene Belastungstypen stark integrierendes Kriterium für den fischökologischen Zu-stand erwiesen. Liegt nun der Anteil an „extensiven Landnutzungsformen“ im oben genann-ten Bereich unter 50 %, ist die Anlage von Pufferstreifen als Maßnahmentyp vorzusehen, im alternativen Fall (> 50%) ist bereits ohne eine derartige Maßnahme eine tendenzielle Zieler-reichung zu erwarten. Der hier aufgezeigte Entscheidungsfindungsprozess ist als generelle Anleitung zu betrach-ten. Über das jeweilige detaillierte Ausmaß des Restaurationsbedarfes kann nur fallspezi-fisch entschieden werden.

MIRR-Projekt 61

Index des morphologischen

Flusstyps

Ökomorphologischer Zustand des

Flussabschnittes (10km)

1

<=2

>2

3

5

Einheit Fluss-Au

vorhanden?

Strukturierung „Active Channel“: Annäherung an den morphologischen Flusstyp z.B: durch Wiederanbindung von

Seitenarmen/Mäandern/Altarmen

Initiierung/Anlage von

auentypischen Habitaten

Strukturierung „Active Channel“:

kleinräumige Restrukturierung ja

nein

Umstellung der Landnutzung auf

gewässerverträgliche Nutzungen in der potenziellen Au

von Epirhithral (ER) bis HR klein

ab Hyprorhithral (HR) groß

Initiierung eines dynamischen

gewässertypischen Verlaufes

Vergrößerung/Wiederanbindung

von Überflutungsräumen

tendenzielle Zielerreichung

Initiierung/Anlage von

auentypischen Habitaten

Umstellung der Landnutzung auf

gewässerverträgliche Nutzungen in der potenziellen Au

von ER bis HR klein

ab HR groß

Anteil Wald u. ext. Grünland entlang des

Hauptflusses im 100 m

Puffer (10km)<50%

Schaffung von

Pufferzonen

<=2

>2

Ökomorphologischer Zustand des

Flussabschnittes (10km)

>50%

Abbildung 5-27: Entscheidungsbaum zur Identifizierung von Sanierungsmaßnahmen betreffend Mor-phologie und Landnutzung

Restwasser Obwohl die belastungsspezifischen Indizes klar zeigen, dass Fische auf Restwasser signifi-kant reagieren, scheint diese Art der Belastung im Gesamtmodell nicht auf (siehe dazu Kap. 5.5.5 und 5.6.3). Anhand der belastungsspezifischen Regressionsbaum-Methode konnte im zur Verfügung stehenden Datensatz das Belastungskriterium Verhältnis von Restwasser-abfluss zum MJNQT (Mittlerer Jährlicher Tages-Niederwasserabfluss) als reaktiv identifiziert werden. Dieses Kriterium wird in der Praxis in Österreich für die Festlegung der Restwasser-dotation häufig herangezogen. Weitere Parameter, wie die Länge der Ausleitungsstrecke und das Verhältnis Ausbaudurchfluss zu MQ, hat sich zwar im Modell als nicht bestim-mend gezeigt, wurde aber in anderen Untersuchungen (Zeiringer et al. in praep.) als weiterer wichtiger Entscheidungsparameter erkannt. Die Frage der Restwasserführung bzw. –dotation soll daher, wie bisher in Österreich üblich, fallspezifisch betrachtet werden (Abbildung 5-28). Wichtig dabei ist, dass in jedem Einzelfall neben einer adäquaten Mindestwasserführung von einer ökologisch sinnvoll gestaffelten Abgabe des Dotationswassers ausgegangen wird. Die beiden Entscheidungskriterien (1) Länge der Restwasserstrecke und (2) Verhältnis Ausbaudurchfluss/MQ sollten als zusätzli-che Kriterien in die fallspezifische Beurteilung eingehen. Habitatmodellierungen sind geeig-nete Methoden für fallspezifische Restwasserbeurteilungen, da sie die hydromorphologi-schen Standortbedingungen und Ansprüche sensibler Arten detailliert berücksichtigen.

unzureichende Mindestdotation

(Verhältnis MQ zu MNQ)

Länge der Restwasserstrecke

Verhältnis Ausbaudurchfluss

zu MQ

Erhöhung der Dotations -wasserabgabe mittels

fallspezifischer Modellierung

Von einer ökologisch sinnvollen Staffelung

der Dotation wird ausgegangen

Totalausleitung

unter Berücksichtigung von sowie tendenzielle Zielerreichung

Abbildung 5-28: Entscheidungsbaum zur Identifizierung von Sanierungsmaßnahmen betreffend Rest-wasser

62 MIRR-Projekt

Stau Beim Belastungstyp Stau zeigen Fische eine Reaktion auf (1) die Länge des Stauraums (ab-solut und in Relation zum MQ) sowie (2) der Anteil gestauter Strecken. Hinsichtlich der Sa-nierung von Stauen bedeutet dies grundsätzlich, dass die Dimension der Staue zu reduzie-ren wäre. Eine wesentliche Verbesserung des ökologischen Zustands wäre nur durch die Entfernung des Querbauwerkes/Wehres/Staumauer erreichbar (siehe Abbildung 5-29). Dies wird jedoch in der Praxis nur in wenigen Fällen möglich sein (siehe Kap. Maßnahmen). Die weiteren im Diagramm angeführten Maßnahmen zielen daher auf eine Reduktion des Staueinflusses ab. Je nach Art und Ausmaß der Sanierungsmaßnahme ist dabei eine tendenzielle Zielerrei-chung zu erwarten. Die drei Maßnahmentypen (Absenken der Wehrhöhe, künstliche Stau-raumverfüllung sowie Strukturierung des Stauraums) sind im Maßnahmenkatalog detailliert beschrieben (Kap. 6).

Staubereich

Geschiebe-dotation und

Strukturierung Stauraum

Entfernung des Querbauwerkes

Absenken der Wehrhöhe


Maßnahmen zur Verringerung

des Staueffektes

künstliche Stauraum-verfüllung

Zielerreichung

Abbildung 5-29: Entscheidungsbaum zur Identifizierung von Sanierungsmaßnahmen betreffend Stau Eine detaillierte Untersuchung der Stauproblematik erfolgte parallel zur Fertigstellung vorlie-genden Berichts in einem separaten Teilprojekt, in welchem der Einfluss von Stauen anhand des Fallbeispiels Traisen in Form von Variantenstudien näher behandelt wurde (Haidvogl et al. in praep). Kontinuum Im Gesamt-Modell als auch im belastungsspezifischen Modell scheint das Kontinuum an-hand von zwei Belastungskriterien auf:

• Anzahl der Kontinuumsunterbrechungen pro Fischregion und • Prozent Fließstrecken mit ökomorphologischem Zustand <=2.

Beide spiegeln den Grad der Fragmentierung wider. Zugleich fällt bei beiden Kriterien die Reaktion der Fische im Potamal wesentlich stärker als im Rhithral aus (siehe Kap. 5.5.5). Ziel der Sanierung ist somit die Schaffung möglichst langer, intakter und durchgehender Ge-wässerabschnitte (Mindestlängen in etwa 5 km im Rhithral und 10 km im Potamal). Im Rahmen des MIRR-Workshops „MIRR-Kontinuum: Ein Experten Workshop zur Erstellung eines Leitfadens zur Wiederherstellung des Kontinuums in Fließgewässern gemäß WRRL“, am 16/17.11.2006 im BAW Scharfling am Mondsee und basierend auf den Ergebnissen der Auswertungen des MIRR Projektes wurden letztendlich in einem gemeinsamen Diskussions-prozess für die Priorisierung von zu sanierenden Kontinuumsunterbrechungen die entspre-

MIRR-Projekt 63

chenden Kriterien festgelegt und ein Klassifizierungsschema entwickelt (Details dazu siehe Kontinuums-Leitfaden, Zitek et al. 2007). Anhand des entwickelten Schemas lässt sich, basierend auf den gewichteten Einzelparame-tern (Gewichtung von „0“ - geringstes Gewicht bis „3“ - höchstes Gewicht) durch anschlie-ßende Summenbildung die Sanierungspriorität einer Kontinuumsunterbrechung errechnen (Tabelle 5-4). Für jede Kontinuumsunterbrechung in einem Einzugsgebiet kann je nach Lage im Gewäs-sernetz bzw. Ausmaß des wieder angebundenen Lebensraumes ein eindeutiges Gesamtge-wicht bzw. eine Priorität zugeordnet werden. Folgende Parameter werden für die Priorisie-rung verwendet:

Tabelle 5-4: Schema zur Priorisierung zu sanierender Kontinuumsunterbrechungen auf Einzugsge-bietsebene.

Lage des Querbauwerkes in Wanderraum-Typ bzw. Lebensraum Gewichtung prioritärer Wanderraum Typ A: Meta-/Epipotamal groß/mittel und Hyporhithral groß 3

prioritärer Wanderraum Typ B: Epipotamal klein und Hyporhithral klein 2

Wanderraum Typ C Metarhithral, Epirhithral 1 Lage des Querbauwerkes zum nächsten Mündungsbereich (Betrachtung des jeweils ersten Querbauwerkes flussauf eines Mündungsbereiches bzw. der Staatsgrenze) Gewichtung

Erstes Bauwerk jedes Flusses des Wanderraumes Typ A flussauf der Einmündung in Donau, Rhein bzw. Elbe bzw. flussauf der Staatsgrenze 3

Erstes Bauwerk flussauf eines anderen Zusammenflusses (Einmündung eines Zubringers) 1 Anzahl neu angebundener Zubringer mit einem EZG >10 km² im gesamten Wanderraum (prioritäre Wanderraum-Typen A und B bzw. Wanderraum C) unabhängig vom Wanderraum-Typ des Zubringers

Gewichtung

keine Anbindung 0 1 Anbindung 1 2 - 3 Anbindungen 2 > 3 Anbindungen 3 Länge der gewonnenen durchgehenden Gewässerstrecke gemessen im gesamten Wander-raum (prioritäre Wanderraum-Typen A und B bzw. Wanderraum C) inkl. Zubringer (auch Stau- und Restwasserstrecken werden gerechnet)

Gewichtung

< 0,5 km 0 0,5 - 2 km 1 2 - 5 km 2 > 5 km 3 Meta-/Epirhithral < 0,5 km: 0 Meta-/Epirhithral > 0,5 km: 1 Länge der gewonnenen intakten Fließgewässerstrecke gemessen im gesamten Wander-raum (prioritäre Wanderraum-Typen A und B bzw. Wanderraum C) inkl. Zubringer (keine Stau- oder Restwasserstrecken; Fließstrecken nur mit ökomorphologischer Zustandsbe-wertung <=2)

Gewichtung

< 0,5 km: 0 0,5 - 2 km: 1 2 - 5 km: 2 > 5 km: 3 Meta-/Epirhithral < 0,5 km: 0 Meta-/Epirhithral > 0,5 km: 1 Natura 2000 Schutzgebiete; nur Schutzgebiete mit Bezug zur Gewässerfauna, d.h. Anhang-II Schutzgüter (als Schutzgut ausgewiesene Fischarten) Gewichtung

Ja 2 Nein 0 MAXIMALE GESAMTGEWICHTUNG 17

Im Kontinuums-Leitfaden wurde ein Beispiel einer Priorisierung für das Traiseneinzugsgebiet berechnet (vgl. Zitek et al. 2007).

64 MIRR-Projekt

Zur Sanierung von Kontinuumsunterbrechungen stehen generell zwei Optionen zur Verfü-gung (siehe Abbildung 5-30):

• die Entfernung des Querbauwerks, oder • Passierbarmachung des Bauwerkes für Fische durch Bau einer Fischaufstiegshilfe

Die Entfernung des Querbauwerkes ist dann sinnvoll, wenn in einem Abwägungsprozess ökologische Interessen überwiegen (z.B. geringe ökonomische Einbußen bei zugleich hoher ökologischer Zielerfüllung) bzw. keine schutzwasserwirtschaftlichen Bedenken vorliegen. Wenn dies nicht möglich ist, muss als zweite Option eine funktionsfähige Fischwanderhilfe, bezogen auf den jeweiligen Flusstyp und die vorkommende Fischfauna, errichtet werden. Entscheidungskriterien für die Auswahl des passenden Typs sind die Fischregion, beste-hende Kraftwerksnutzung und Platzverfügbarkeit. Je nach Ausprägungen der Entschei-dungskriterien stehen als Fischwanderhilfen naturnahe Fischwanderhilfen (flache Rampe, naturnaher Umgehungsbach, Raugerinne, Naturnaher Beckenpass) oder als technische Lö-sung der Schlitzpass zur Verfügung.

Unpassierbare Kontinuumsunterbrechung

RhithralPotamal

Bauwerk fischpassierbar

machenJaNein Querbauwerk

entfernen Querbauwerk entfernen möglich?

Fischregion?

Aufgelöste Sohlrampe bzw. Raugerinne

Raugerinne

Naturnaher Beckenpass

Umgehungsgerinne

wenig

Flache Rampe oder Raugerinne

Umgehungsgerinne

Naturnaher Beckenpass

Schlitzpass

KW-Nutzung

Nein Ja

Platzverfügbarkeit Platzverfügbarkeit

viel

Umgehungsarm

vielviel/

mittel/wenig

sehr wenig

KW-Nutzung

NeinJa

Platzverfügbarkeit

vielviel/

mittelwenig


Zielerreichung

Auswahl Bauwerkstyp

Auswahl Bauwerkstyp

Abbildung 5-30: Entscheidungsbaum zur Identifizierung von Sanierungsmaßnahmen betreffend Konti-nuum (Kontinuums-Leitfaden, Zitek et al. 2007) Die einzelnen Maßnahmentypen sind im Maßnahmenkatalog (Kap. 6) dargestellt, im Konti-nuums-Leitfaden (Zitek et al. 2007) ausführlich beschrieben und auch hinsichtlich ihrer Funk-tionalität bewertet.

MIRR-Projekt 65

5.7 MIRR: Das Instrument im Kontext der Flussgebietsplanung

Übergeordnetes Ziel des gegenständlichen Projektes war es, ein modellbasiertes Planungs-instrument (MIRR) zu entwickeln, das v. a. den Prozess der Maßnahmenentwicklung zur Sanierung beeinträchtigter Oberflächengewässer (ökologischer Zustand/ökologisches Potential > Stufe 2) unterstützt.

MIRR setzt dabei einerseits direkt bei bereits vorliegenden Ergebnissen der Belastungsana-lysen (Ist-Zustandserfassung der signifikanten Belastungen und anthropogenen Einwirkun-gen / Monitoring-Ergebnissen) an (vgl. Abbildung 5-31). Ebenso können - in einem iterativen Prozess - die vorhandenen Informationen aus der Ist-Zustandsanalyse mittels der im Projekt eruierten, belastungsspezifischen Fischindizes verifizieren werden. Darüber hinaus - da be-stehende Belastungen/Eingriffe nicht immer ausreichend gut erfasst sind - unterstützt das Instrument auch die Identifizierung maßgeblicher Belastungen. Anhand der belastungsspezi-fischen Fischindizes ist es daher möglich, die maßgeblichen Belastungstypen sowie den Beeinträchtigungsgrad eines Wasserkörpers festzustellen. Dies liefert die Basis für die Ent-scheidung, ob es sich v. a. um eine einzelne stärkere Belastung oder mehrere stärkere Be-lastungen handelt (vgl. Kap.5.6.2).

Die zentrale Anwendung des Planungsinstruments ist allerdings darauf ausgerichtet, auf Ba-sis der Kenntnis des Belastungszustandes anhand sog. Entscheidungsbäume (vgl. Kap. 5.6.5) Vorschläge für Restaurationsmaßnahmen abzuleiten.

Damit besitzt das Instrument Relevanz vor allem für jene Phase der Implementierung der WRRL, die auf die Erstellung integrierter Maßnahmenprogramme (§55f WRG 2003) als ein Hauptbestandteil der nationalen Gewässerbewirtschaftungspläne ausgerichtet ist. Fachli-che Grundlage dafür bilden sog. Maßnahmenkataloge (gemäß §55e WRG 2003).

Im Frühjahr 2007 wurde seitens des BMLFUW, in Kooperation mit ezb (Eberstaller et al.) sowie dem Institut f. Hydrobiologie und Gewässermanagement/BOKU der Maßnahmenkata-log „Hydromorphologie“ (Mühlmann et al., in praep) erstellt. Dieser beinhaltet eine Auflis-tung der (technischen) Maßnahmen zur Sanierung der Belastungen. In einem ersten Teil des Katalogs werden - auf genereller Ebene - die Auswirkung unterschiedlicher Belastungen auf die hydromorphologischen Verhältnisse und die biologischen Qualitätselemente mittels Ex-pertise abgeschätzt und anhand einer 4-stufigen Skala klassifiziert. In einem weiteren Schritt werden in diesem Katalog für die unterschiedlichen Belastungen geeignete Maßnahmenty-pen aufgelistet, die zur Reduktion bzw. Beseitigung einer Belastung führen sollen („best practice“). Die Wirkung der jeweiligen Maßnahme wird wiederum anhand der biologischen Qualitätselemente abgeschätzt. Dabei wird davon ausgegangen, dass nur die jeweils ange-führte Belastung vorliegt. Die Wirkung einer Maßnahme wird danach bewertet, in welchem Umfang die Auswirkungen der Belastung nach Umsetzung des Maßnahmentyps kompen-siert werden. Diese Bewertung lässt in den meisten Fällen keine Aussagen auf den mit der Maßnahme zu erreichenden ökologischen Zustand des Gewässers zu. Kombinationen von Belastungen werden nicht behandelt.

Im Rahmen des gegenständlichen Projektes wurde ebenfalls ein Maßnahmenkatalog als ein Bestandteil des Instrumentes erarbeitet. In diesem sind grundsätzlich auch die

66 MIRR-Projekt

Maßnahmen des o. a. „Maßnahmenkatalogs Hydromorphologie“ enthalten, allerdings eingebunden in eine hierarchische Struktur, sowie in Form einer detaillierten Beschreibung inkl. Kurzdokumentation von Fallbeispielen (best practice; vgl. Kap. 6).

Im Gegensatz zu dem o. a. „Maßnahmenkatalog Hydromorphologie“, der seitens der Autorengruppe als „allgemein gültig“ beschrieben wird, unterstützt MIRR die Entwicklung spezifischer Restaurationsmaßnahmen, abgestimmt auf den Gewässertyp. Allerdings sind dem Instrument Grenzen hinsichtlich der räumlichen Maßstabsebene sowie des Detaillierungsgrades der Aussagen gesetzt: der Sanierungsbedarf sowie die geeigneten Restaurationsmaßnahmen sind im Sinne einer überblicksmäßigen Darstellung für Einzugs-/Teileinzugsgebiete aufzuzeigen. Dies entspricht jenen Detaillierungsanforderungen, die für die Erstellung von Maßnahmenprogrammen lt. WRRL derzeit seitens der Verwaltung auf Ministeriumsebene diskutiert werden (Koller-Kreimel, mündl. Mitt.). In diesen Maßnahmenprogrammen werden auch generelle Prioritätenreihungen in Hinblick auf Maßnahmentyp und räumlicher Effektivität der Maßnahmen für bestimmte Handlungserfordernisse bzw. Maßnahmentypen festzulegen sein; auch dafür kann MIRR – als ein strategisches Instrument - eine datenbasierte Entscheidungsgrundlage liefern.

Für die Umsetzung der Maßnahmenprogramme des Nationalen Gewässerbewirtschaftungs-planes auf Landesebene sieht §55g, WRG sog. Regionalprogramme vor. In diese werden voraussichtlich – in detaillierterer Ausführung und auf Wasserkörper bezogen – die Ergeb-nisse der Planungen auf lokaler bis regionaler Ebene wie beispielsweise Gewässerentwick-lungskonzepte, Instandhaltungsprogramme etc. einfließen. Ebenso können bestehende „wasserwirtschaftliche Rahmenverfügungen“ in Regionalprogramme übergeführt werden, welche grundsätzlich gemäß WRG-Novelle am 22.12.2012 auslaufen.

Auch für die Erstellung von Regionalprogrammen liefert MIRR einen Orientierungsmaßstab zur Festlegung von Sanierungsmaßnahmen und deren Prioritätenreihung (vgl. Abbildung 5-31).

Abbildung 5-31: Beitrag von MIRR zur Umsetzung der WRRL/Erstellung Nationaler Bewirtschaftungs-pläne

MIRR-Projekt 67

6 Schwerpunktbelastung Kontinuum (Arbeitspaket 5) Aufgrund der zentralen Bedeutung des Kontinuums für Fische und der vorgegebenen Ziel-setzungen des Projektes wurde die Problematik der Sanierung von Migrationshindernissen in einem eigenen Arbeitspaket, im so genannten „Kontinuumsschwerpunkt“ behandelt und zwecks Übersichtlichkeit in einem separaten Bericht veröffentlicht (Zitek et al. 2007).

68 MIRR-Projekt

7 Erprobung anhand der Fallstudie Traisen (Arbeitspaket 6)

Ziel der Fallstudie ist die Anwendung und Überprüfung des Restaurationsinstruments an-hand eines konkreten Beispiels. Da diese Arbeiten z.T. erst nach der Fertigstellung der MIRR-Hauptberichtes (vorliegender Bericht) durchgeführt werden können, werden diese Er-gebnisse in einem gesonderten Bericht veröffentlicht. Im Rahmen der Fallstudie wird das Restaurationsinstrument in zweierlei Hinsicht überprüft. Einerseits wird das Instrument auf das Einzugsgebiet der Traisen angewendet, um dessen Tauglichkeit in der Praxis zu testen. Andererseits erfolgt eine Überprüfung anhand wesent-lich genauerer Daten, die im Rahmen umfangreicher Studien in diesem Einzugsgebiet ermit-telt wurden. Zudem werden Vergleiche mit Ergebnissen anderer Studien (GBK’s, GEK’s) und Methoden (RiverSmart) vorgenommen.

MIRR-Projekt 69

8 Maßnahmenkatalog (Arbeitspaket 7)

8.1 Einleitung Der Schwerpunkt der nachfolgenden Maßnahmenbeschreibung liegt auf der Restaurierung gewässermorphologischer und hydrologischer Verhältnisse. Die Maßnahmen reichen von kleinräumigen Strukturierungen des Gewässerbettes bis hin zu vernetzenden Maßnahmen im Auenniveau sowie Maßnahmen zur Verbesserung gestörter hydrologischer Verhältnisse und betreffen damit unterschiedliche räumliche Ebenen. Der Maßnahmenkatalog ist einem hierarchischen Aufbau folgend gegliedert (siehe Tabelle 8-1). Tabelle 8-1: Übersicht über den hierarchischen Aufbau des Maßnahmenkatalogs mit

Systemkomponenten der Restauration, Maßnahmenkategorien, -typen und -beispielen

System-komponenten der Restauration

Maßnahmen-kategorien

Maßnahmen- typen

Maßnahmen- beispiele

Initiierung eines dynamischen verzweigten Flusslaufes

Initiierung des gewässertypischen Verlaufes

Initiierung eines dynamischen mäandrierenden/pendelnden Flusslaufes

Wiederanbindung von Seitenarmen

Wiederanbindung von Altarmen/Mäandern Initiierung eines dynamischen aquatisch-terrestrischen Übergangsbereiches

Restruktrierung der Uferzone durch Anlage von Klein- und Holzstrukturen, Gestaltung von Buchten Anlage von kleinflächige Aufweitungen

Initiierung des morphologischen Flusstyps

Strukturierung des "active channel" (Gewässerbett)

Ausdolungen

Entfernung/Rückversetzung/Absenkung von Dämmen

Vergrößerung/Wiederan-bindung von Überflutungsräumen flächige Absenkung der Auenzone

Initiierung/Anlage/Aktivierung von Auengewässern

Wiederherstellung d. lateralen Konnektivität / Restauration d. Auensystems

Initiierung/Anlage von auentypischen Habitaten

Initiierung von Aubeständen

Entfernung des Querbauwerkes

Entfernung des Querbauwerkes Absenkung der Wehrhöhe Verringerung der

Staudimension künstliche Stauraumverfüllung

Morphologie des Fluss-Auen-Systems

Eliminierung/Verringerung des Staueinflusses

Strukturierung des Staubereiches

Strukturierung der Stauwurzel bzw. Uferbereiche

Anpassung der Dotationswassermenge

Erhöhung der Dotationswasserabgabe

Erhöhung der Dotationswasserabgabe

Kraftwerksumbau Umbau in ein Laufkraftwerk ohne Schwallbetrieb

Anpassung der Betriebsweise

Dämpfung der Schwallwellen

Anlage von Ausgleichsbecken

Dämpfung der Schwall- und Sunkerscheinungen durch Fassung in Ausgleichsbecken

Schwallausleitung Ausleitung des Schwalles in größeren Vorfluter oder in Stauraum

Hydrologie

Verminderung von Schwall-Sunk Erscheinungen

Koordination mehrerer Schwallkraftwerke

Vermeidung überlagernder Schwallwellen durch abgestimmte Betriebsweise

70 MIRR-Projekt

aktive Zuführung von Geschiebe

Geschiebedotation im Gewässerabschnitt

Öffnung von Uferzonen und Bereichen in der Auenzone

Geschiebemanagement

Öffnung von Geschiebequellen

Öffnung von Geschiebequellen im Einzugsgebiet

Stauraummanagement/-Spülung

Spülmanagement Berücksichtigung ökologischer Parameter bei Stauraumspülungen

Temperaturregime-Management

Änderung der Entnahme aus Speicherstauen

Anpassung der Wasserentnahme an das natürliche Wassertemperaturregime

Entfernung von Migrationshindernissen

Entfernung des Querwerkes

Umbau von Migrationshindernissen

Umbau in eine aufgelöste Sohlrampe

Naturnahe Fischaufstiegshilfen

Longitudinales Kontinuum

Durchgängigmachung des Längsverlaufes

Bau von Fischaufstiegshilfen Technische Fischaufstiegshilfen

Verbesserung der Retention durch Änderung der Landnutzung

Wasserrückhalt Erhöhung des Wasserrückhaltes im Einzugsgebiet

Entwicklung von Feuchtlebensräumen durch Deaktivierung von Drainagen

Umstellung der Landnutzung auf gewässerverträgliche Nutzungen

Einzugsgebiet

Landnutzung Änderung der Landbewirtschaftung

Schaffung eines Pufferstreifens

In diese Beschreibung sind Restaurationsmaßnahmen aufgenommen, die auf die Verbesserung des ökologischen Zustandes abzielen (Ausnahme Große Staue: Ökologisches Potenzial). Die Maßnahmen leiten sich zum Großteil aus den im Rahmen des MIRR-Projektes erstellten Wirkungsmodellen (AP 3) ab; zudem fließen auch bekannte und belegte Kausalzusammenhänge weiterer Fallbeispiele im Sinne des pressure-state-impact-Modells in die Zusammenstellung der Maßnahmen mit ein. Maßnahmen, die zwar einen Eingriffsschwerpunkt kompensieren, in ihrer Wirkungsweise aber in anderen Bereichen zu einer ökologischen Beeinträchtigung (wie z. B. bei einem Bau eines Kraftwerkes zur Ausleitung oder Dämpfung von Schwall) führen, sind in dieser Maßnahmenbeschreibung nicht aufgenommen. Der Katalog kann kein vollständiges Abbild aller Restaurationsmaßnahmen geben. Es ist eine Zusammenstellung der aussagekräftigsten Maßnahmenbeispiele, wie sie in Österreich in den letzten Jahren umgesetzt wurden. Zur systematischen Darstellung bedurfte es einer Abgrenzung der einzelnen Maßnahmenbeispiele, wenn auch die Übergänge in der Praxis fließend sind und oftmals Maßnahmenkombinationen umgesetzt wurden. Die Beschreibung gliedert sich in einen „allgemeinen Teil“ zur Maßnahme sowie in eine „Beschreibung der Voraussetzungen, Umsetzung und möglicher Probleme“. Im Anschluss wird ein aussagekräftiges „Fallbeispiel“ dokumentiert. Bei der Auswahl des Fallbeispiels wurde darauf geachtet, jenes auszusuchen, dass den Maßnahmentyp am besten charakterisiert, auch wenn gegebenenfalls das Ziel der Maßnahme nicht vollständig erreicht wurde. Ausgewählte Fallbeispiele zum Schwerpunkt „Hydromorphologie“ sind im Sinne der Schwerpunktsetzung des Projektes ausführlicher beschrieben. Zum Abschluss wird, soweit Monitoring-Daten vorhanden sind, die Wirkung der Maßnahme auf die fischökologischen Verhältnisse kurz angeführt (inkl. Literaturhinweise). Zum Eingriffsschwerpunkt „Schwall und Stauraumspülung“ sowie auf Ebene des „Einzugsgebietes“ sind die in Österreich angewandten Maßnahmen nur taxativ aufgelistet oder auch, je nach vorhandener Information, genauer beschrieben. Maßnahmen zum Eingriffsschwerpunkt „Kontinuum“ finden sich in detaillierter Darstellung im Kontinuums-Leitfaden (Zitek et al. 2007). Eine Zusammenfassung der kontinuumsbezogenen Maßnahmen ist aus Gründen der Vollständigkeit in der nachfolgenden Maßnahmenbeschreibung dennoch integriert. Voraussetzung für die Anwendung aller beschriebenen Maßnahmen ist die Orientierung am Leitbild bzw. eine typspezifische Vorgangsweise. Detaillierte Kenntnisse über den Ist-Zustand des zu restaurierenden Fließgewässerabschnittes zählen zu den wesentlichen Voraussetzungen für eine geeignete Maßnahmenauswahl.

MIRR-Projekt 71

In zahlreichen Fällen werden für eine umfassende Sanierung Maßnahmenkombinationen erforderlich sein, da die Fließgewässer meist durch mehrere Belastungstypen beeinträchtigt sind. Parallel zu den gegenständlichen Arbeiten wurde im Jahr 2007 vom Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft – in Kooperation mit dem Büro Eberstaller-Zauner und dem MIRR-Projektteam ein „Maßnahmenkatalog Hydromorphologie“ (Mühlmann et al., in praep) erstellt. Dieser Katalog dient als fachliche Grundlage zur Entwicklung von Maßnahmenprogrammen gemäß §55f, WRG 2003 und umfasst eine Auflistung von Restaurationsmaßnahmen sowie die Einstufung der Wirkung dieser Maßnahmen auf Basis von Fachexpertisen zu den vier Qualitätskomponenten Fische (IHG), Makrozoobenthos (IHG), Makrophyten (systema) und Phytobenthos (ARGE Limnologie). In vorliegendem Maßnahmenkatalog des MIRR-Projektes sind grundsätzlich auch die Maßnahmen des o. a. „Maßnahmenkatalogs Hydromorphologie“ enthalten; allerdings eingebunden in eine hierarchische Struktur, sowie in Form einer detaillierten Beschreibung inkl. Kurzdokumentation von Fallbeispielen.

72 MIRR-Projekt

8.2 Morphologie des Fluss-Auen-Systems

8.2.1 Initiierung des morphologischen Flusstyps In der Vergangenheit waren vor allem ursprünglich furkierende, pendelnde, gewundene und mäandrierende Fließgewässer von Regulierungs- und Begradigungsmaßnahmen betroffen. Das Flussbett wurde meist auf einen relativ geradlinigen, hart verbauten Hauptarm reduziert, Seiten- und Altarme wurden häufig vom Gerinne abgetrennt. Ein zentrales Ziel von Restaurationsmaßnahmen an Fließgewässern ist es daher, durch Initialmaßnahmen die schrittweise Entwicklung typspezifischer morphologischer Verhältnisse – im Sinne des morphologischen Flusstyps zu fördern. Diese Forderung inkludiert einerseits eine Annäherung der Linienführung des Gerinnes an den ursprünglichen Zustand. Andererseits sollte das Spektrum ursprünglich charakteristischer Gewässerelemente (Seitenarme, Inseln etc.) langfristig wiederhergestellt bzw. die dynamische Entwicklung der Strukturvielfalt gewährleistet werden. In Abhängigkeit vom ursprünglichen Flusstyp erweisen sich hierfür verschiedene Maßnahmen als zielführend.

8.2.1.1 Initiierung eines gewässertypischen Verlaufs Bei diesem Maßnahmentyp geht es um die Wiederherstellung der dynamischen Komponente im Flusslauf. Die Beispiele sind nach unterschiedlichen morphologischen Flusstypen gegliedert. Je nach Flusstyp, sind durch diese in die Fläche gehende Maßnahmen auch andere Maßnahmenkategorien betroffen (z. B. Wiederherstellung der lateralen Konnektivität / Restauration des Auensystems).

Maßnahme M 01: Initiierung eines dynamischen verzweigten Flusslaufs Großflächige natürliche Gerinneaufzweigungen und Furkationszonen prägten vor 100-150 Jahre noch das Bild zahlreicher österreichischer Fließgewässer (Donau, Salzach, Drau etc.). Heute sind nur noch wenige Abschnitte mit diesem ehemals typischen „Wildfluss“-Charakter erhalten. Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Initiierung von dynamischen

Gerinneaufzweigungen • Verbesserung des aquatischen und

terrestrischen Habitatangebots • Schaffung von Pionierstandorten • Sicherung des Längskontinuums

(Alternative zu Querbauwerken) • Hemmung der Sohlerosion • Schaffung attraktiver Reproduktions-

und Lebensräume für Fische, Amphibien und Wasservögel

Bei einer Aufweitung wird die Breite eines regulierten Fließgewässers abschnittsweise durch das ein- oder beidseitige Entfernen der Uferbefestigung erhöht. Durch das Absinken der Schleppspannung kommt es zur Sedimentablagerung. Dadurch wird die Ausbildung eines neuen, oft verzweigten Flusslaufes initiiert. Welcher morphologische Zustand sich langfristig entwickeln wird, hängt vor allem vom Feststoffhaushalt ab. Kann ein bestehendes Geschiebedefizit nach Umsetzung der Maßnahme im Oberlauf nicht behoben werden, wird sich der Hauptarm in der Folge auch im aufgeweiteten Bereich wieder eintiefen. Ökologisch betrachtet, bieten die Flächen im aufgeweiteten „active channel“ sowohl rein aquatischen als auch typischen Arten der Wasser - Land - Interaktionszone wertvolle Lebensräume. In der Wasserzone wird die Habitatheterogenität deutlich verbessert; im Übergangsbereich entstehen ausgedehnte Pionierflächen für darauf spezialisierte Tier- und Pflanzenarten. Voraussetzungen – Umsetzung – Mögliche Probleme Die hier angeführte Maßnahme eignet sich vor allem für mittlere und größere, ehemals furkierende Fließgewässer (Woolsey et al. 2005). Entscheidende Rahmenbedingung ist weitgehend ungestörter Geschiebehaushalt. Kann ein bestehendes Geschiebedefizit nach Umsetzung der Aufweitung nicht

MIRR-Projekt 73

ausreichend behoben werden, wird sich das Gerinne auch im aufgeweiteten Abschnitt zwangsläufig wieder eintiefen. Der Geschieberückhalt im aufgeweiteten Bereich kann jedoch auch bei zu starker Geschiebeablagerung Probleme bereiten: einerseits durch Sohlaufhöhung und dadurch verringerte Abflussprofile im Hochwasserfall, andererseits durch u. U. verschärfte Sohleintiefung im Unterwasser. Am unteren Ende einer aufgeweiteten Strecke ist infolge Breitenreduktion mit Kolkbildung zu rechnen. Gegebenenfalls sind die Uferbereiche hier entsprechend zu sichern. Der zur Umsetzung der Maßnahme notwendige Platzbedarf setzt in der Regel Möglichkeit zum Grunderwerb voraus. Die bauliche Umsetzung der Aufweitung kann entweder rein maschinell, oder durch das Setzen von Initialmaßnahmen unter Nutzung des Entwicklungspotentiales eines Fließgewässers erreicht werden. Bei rein maschineller Ausführung wird die gewünschte Verbreiterung durch Entfernen der Uferbefestigung bzw. Abbaggern der Ufer erreicht. Die Aufweitung durch Initialmaßnahmen macht sich gezielt das Eigenentwicklungspotential des Fließgewässers zunutze. Sind mehrere Aufweitungen an einem Fließgewässer geplant, sollte mit dem Bau möglichst flussab begonnen werden. Dadurch lässt sich verhindern, dass durch den Geschieberückhalt flussauf gelegener Aufweitungen die natürliche Gerinneentwicklung flussab Einschränkungen erfährt. Fallbeispiel in Österreich: Maßnahmen Schaffen einer Gerinneaufzweigung

Wiederanbinden von Seitenarmen und Altarmen

Fluss Drau Abschnitt Kleblach Dimension Gesamt ca. 1,8 km lang Quelle LIFE Natur-Projekt Auenverbund Obere

Drau – Endbericht (Pichler 2004) Details Westlicher Totarm: Wiederanbindung bei jährlichem Hochwasser (HQ1); Aufweitung des Hauptgerinnes (einheitliche Regulierungsbreite) um bis zu 45 m Östlicher Totarm: Schaffung einer Gerinneaufzweigung und eines 500 m langen und 30 m breiten Seitenarms, Anlage zusätzlicher Autümpel Schaffung mehrerer Aufweitungsbereiche durch Entfernung der Ufersicherung (Gesamtlänge ca. 1,5 km)

74 MIRR-Projekt

Auswirkungen auf den Fischbestand Aufweitungsmaßnahmen wirken sich durch Verbesserung des Habitatangebots und der Habitatqualität positiv auf die Fischfauna aus. Im Rahmen des LIFE Natur Projektes „Auenverbund Obere Drau“ wurden in den Jahren 1999-2003 Restrukturierungsmaßnahmen durchgeführt. Im Zuge dessen wurden vor allem relativ großzügige Aufweitungen gebaut. Anhand eines fischökologischen Monitorings (1998-2003) wurde der Erfolg des Projekts in Bezug auf den „Fischökologischen Zustand“ überprüft (Unfer et al. 2004). Anhand der erhobenen Daten konnte festgestellt werden, dass die neu entstandenen Habitattypen bereits unmittelbar nach der Umsetzung von Jungfischen entsprechend angenommen wurden. Generell wurde deutlich, dass sich die Habitatqualität für die Draufischarten in den Maßnahmenbereichen verbessert hat. Die erzielten positiven Effekte können jedoch verbleibende Defizite (Schwalleinfluss, Kontinuumsunterbrechung) nicht kompensieren.

Maßnahme M 02: Initiierung eines dynamischen pendelnden/gewundenen/mäandrierenden Flusslaufes Das Initiieren von Flussbögen eignet sich vor allem, um ehemals pendelnde, gewundene oder mäandrierende Fließgewässerabschnitte ihrem ursprünglichen Flusstyp wieder näher zu bringen. Je nach Ausgangssituation können neue Flussbögen geschaffen oder vorhandene abgetrennte Mäander, Seiten- oder Altarme wieder beidseitig angebunden und ihrer dynamischen Weiterentwicklung überlassen werden. Welche Maßnahmenbeispiele zur Anwendung kommen sollten, hängt vor allem vom morphologischen und ökologisch Ist-Zustand des Flussabschnittes ab. Durch die starke laterale Komponente muss hierbei auch der Zustand angrenzender Auen-Lebensräume, sofern vorhanden, berücksichtigt werden. Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Förderung dynamischer

Eigenentwicklung • Verringerung der Sohlerosion

(Reduktion der Schleppspannung durch Verlängerung der Lauflänge)

• Verbesserung der Habitatvariabilität (Tiefen, Strömungsgeschwindigkeit, Substrat etc.)

• Erhöhung des Flächenanteils der Wasser- und Uferzone

• Laterale Vernetzung wird erhöht • Schaffung von

Hochwassereinständen • Schaffung attraktiver Reproduktions-

und Lebensräume für Fische, Amphibien und Wasservögel

Die durch die Regulierung abgetrennten Flussbögen werden – abhängig vom Verlandungszustand - an das Flussbett wieder angebunden. Große Niveauunterschiede zwischen den Sohllagen des Hauptflusses und den anthropogen geschaffenen „Altarmen“ lassen sich zumeist nur durch Vertiefen des verlandeten Gewässers ausgleichen. Das begradigte Flussbett wird nach der Anbindung baulich abgetrennt und Sukzessionsprozessen überlassen oder als Seitenarm (bzw. Entlastungsgerinne bei Hochwasser) permanent oder zeitweise dotiert. Durch die Vergrößerung der benetzten Wasserfläche ist das Angebot an aquatischen Lebensräumen verbessert (z. B. seichte strömungsberuhigte Bereiche in Innenkurven, Ruhigwasserbereiche in einseitig angebundenen Altarmen). Aber auch im unmittelbar angrenzenden Uferbereich entstehen wertvolle Habitate (zum Beispiel Prallhänge als Nistmöglichkeiten für viele spezialisierte Vogelarten). Voraussetzungen – Umsetzung – Mögliche Probleme Fallbeispiele zu diesem Maßnahmentyp sind in Österreich erst ansatzweise realisiert. Der durch diese Maßnahme entstehende zusätzliche Platzbedarf im Nahbereich des Fließgewässers setzt den Erwerb bzw. Besitz ausreichender angrenzender Flächen voraus, um auch die dynamische Weiterentwicklung der Maßnahme zu ermöglichen.

MIRR-Projekt 75

Fallbeispiel in Österreich Maßnahmen Initiierung eines Flussbogens Fluss Sulm Abschnitt Bereich Heimschuh Dimension 0,5 km Quelle Monitoring ökologisch orientierter

Hochwasserschutzmaßnahmen an der Sulm/Stmk (Zitek et al. 2004a)

Details Schaffung eines Flussbogens Ingenieurbiologische Sicherung des Außenufers Außer Nutzung Stellung der angrenzenden Flächen

Auswirkungen auf den Fischbestand Die Schaffung eines dynamischen bogigen/mäandrierenden Flusslaufes birgt aus fischökologischer Sicht ein hohes Verbesserungspotential. Die Fließgeschwindigkeiten werden durch die Laufänderung verringert und die Lebensraumbedingungen für stagnophile Arten verbessert. Im Bereich der neu angelegten Flussbögen an der Sulm konnte ein breites Spektrum leitbildkonformer Habitattypen mit besonders hohen Dichten an Fischlarven und Jungfischen nachgewiesen werden (Fleischanderl 2002, Habersack & Hauer 2006).

8.2.1.2 Strukturierung des „active channel“ (Gewässerbett) Die hier beschriebenen Maßnahmen umfassen ein breites Spektrum und reichen von großräumiger Anbindung von Seiten- und Altarmen bis zu Strukturverbesserungen des Gewässerbettes im lokalen Bereich. Auch sind die Grenzen zu anderen Maßnahmentypen oft fließend. Die Initiierung großräumiger morphodynamischer Prozesse ist durch diese Maßnahmen aber nur begrenzt zu erwarten.

Maßnahme M 03: Wiederanbindung von Seitenarmen Seitenarme sind für viele Flusstypen charakteristische Gewässerstrukturen. Sie leisten einen erheblichen Beitrag zur Lebensraumqualität eines Flussabschnittes. Im Zuge von Regulierungsmaßnahmen wurden Seitenarme häufig vom Hauptarm abgetrennt und sind in der Folge verlandet oder gar zugewachsen.

76 MIRR-Projekt

Beschreibung der Maßnahme Je nach aktuellem Niveauunterschied des Seitenarmes zum Hauptarm, kann die Anbindung entweder durch Ausbaggern und Absenken des Seitenarmes oder durch Entfernung des Dotationshindernisses (Damm, Blockwurf etc.) erfolgen. Dadurch wird das Habitatangebot im Hinblick auf die Tiefen-, Strömungs-, Substrat- und Temperatur-heterogenität verbessert.

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Erhöhung der lateralen Vernetzung • Verbesserung der Habitatvariabilität

(Tiefen, Strömungsgeschwindigkeit, Substrat etc.)


• Schaffung von Hochwassereinständen Durch die Schaffung von permanent dotierten

Seitenarmen können zudem oft ökologisch besonders wertvolle Inselstrukturen und Schotterbänke entstehen. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Die bauliche Umsetzung der Maßnahme hängt einerseits vom aktuellen Niveauunterschied des anzubindenden Seitenarmes zum Hauptarm, andererseits von der Art der Abtrennung (Damm, Blockwurf etc.) ab. Ein hoher Niveauunterschied kann nur flächiges Ausbaggern des Seitenarmes ausgeglichen werden. Ist der Niveauunterschiede der beiden Gerinneelemente gering, reicht nach Wiederherstellung der Dotation oft die Eigendynamik eines Fließgewässers, um eine Seitengerinne wieder entsprechend auszuformen. In Restwasserstrecken bzw. bei Niedrigwasser sollte auch nach der Dotation des Seitengerinnes genügend Wasser im Hauptarm abfließen, um die Habitatverfügbarkeit für die Fischfauna zu gewährleisten. Fallbeispiel in Österreich Maßnahme Anlage eines Seitenarmes

Anbindung eines Totarmes Fluss Drau Abschnitt Dellach Dimension Gesamt ca. 1 km lang Quelle LIFE Natur-Projekt Auenverbund Obere

Drau – Endbericht (Pichler 2004) Details: Initiierung eines neuen Seitenarms, dadurch deutliche Strukturverbesserung, Ausbildung einer Ufersteilwand und Entstehung neuer Amphibienlaichhabitate Schaffung diverser Aufweitungsbereiche (lokale Aufweitungen ca. 180 m und 200m lang) Flächenankauf für laterale Erosion

MIRR-Projekt 77

Auswirkungen auf den Fischbestand Die Anbindung von Seitengerinnen wirkt sich besonders positiv auf die Jungfischfauna aus, da dadurch wichtige Habitate und Einstandsmöglichkeiten geschaffen werden. Zusätzlich können solche Strukturen auch als wichtige Überwinterungshabitate dienen. Ein Fischökologisches Monitoring an der Drau konnte die positiven Effekte solcher Restaurationsmaßnahmen speziell für die Leitfischart Äsche in verschiedenen Altersstadien belegen, wenngleich sich bestehende negative Effekte (z.B. Schwalleinfluss) dadurch nicht kompensieren ließen (Unfer et al. 2004).

Maßnahme M 04: Wiederanbindung von Altarmen/Mäandern Mäander sind charakteristische Strukturelemente von Tieflandflüssen und weisen eine intensive Verzahnung und Vernetzung mit der umgebenden Aulandschaft auf. Durch Mäanderdurchstiche und Begradigungsmaßnahmen wurden Mäander oft vom neuen Hauptarm abgetrennt. In vielen Flüssen haben die damit einhergehende Eintiefung des Hauptarmes und die mangelnde Anbindung der abgetrennten Strukturen zu kontinuierlicher Verlandung geführt. Beschreibung der Maßnahme Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme Die Wiederanbindung kann durch Entfernen des Dotationshindernisses oder bei großem Niveauunterschied durch flächiges Absenken des ehemaligen Flussbogens erfolgen.


• Erhöhung der lateralen Vernetzung • Verringerung der Sohlerosion

(Reduktion der Schleppspannung durch Verlängerung der Lauflänge)

Mit dieser Maßnahme wird eine natürliche Ausbildung charakteristischer Uferstrukturen (Prall- und Gleithänge, unterspülte Uferbereiche etc.) unterstützt. Durch die Vergrößerung der benetzten Wasserfläche ist das Angebot an aquatischen Lebensräumen verbessert.

• Schaffung attraktiver Reproduktions- und Lebensräume für Fische, Amphibien und Wasservögel

Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Der Verlandungszustand des anzubindenden Mäanders ist ausschlaggebend für die bauliche Umsetzung. Ein großer Niveauunterschied kann nur durch Ausbaggern des Mäanders beglichen werden. Das begradigte Flussbett wird nach der Mäanderanbindung baulich abgetrennt und Sukzessionsprozessen überlassen oder als Seitenarm (oder Entlastungsgerinne bei Hochwasser) permanent oder zeitweise dotiert.

78 MIRR-Projekt

Fallbeispiele in Österreich Maßnahmen Wiederanbindung eines Flussbogens Fluss Mur Abschnitt Hirschfeld Dimension 200m Quelle Life-Natur-Projekt „Mur Erleben“

(http://www.murerleben.at/life.php) Details Schaffung eines ständig dotierten Seitenarmes der Mur durch Anbindung, teilweiser Neugestaltung und Absenkung des vorhandenen Altarmrestes Förderung der dynamischen Entwicklung von typischen Strukturen durch teilweise Entfernung der Ufersicherung

Auswirkungen auf den Fischbestand Die Wiederanbindung von Mäandern birgt aus fischökologischer Sicht ein hohes Verbesserungspotential. Beispielsweise konnte im Bereich der neu angelegten Flussbögen an der Sulm ein breites Spektrum leitbildkonformer Habitattypen mit besonders hohen Dichten an Fischlarven und Jungfischen nachgewiesen werden (Fleischanderl 2002, Habersack & Hauer 2006).

Maßnahme M05: Initiierung eines dynamischen aquatisch-terrestrischen Übergangsbereiches Alle bisher angeführten Maßnahmenbeispiele (M01 – M04) inkludieren auch die Initiierung eines dynamischen aquatisch-terrestrischen Übergangsbereiches. Unter ganz bestimmten Voraussetzungen muss/kann eine derartige Maßnahme auch per se realisiert werden, wie etwa beim gestreckten Flusstyp oder wenn im Umland kein Raum für die Flussentwicklung vorhanden ist. Die morphologische Ausprägung des Uferbereiches ist in hohem Maße von der Dynamik des Fließgewässers abhängig. Zahlreiche natürliche Habitattypen des Wasser-Land-Übergangsbereiches können nur durch die erodierende Kraft des Wassers (Prallwände, unterspülte Ufer, Pionierflächen) entstehen. Viele Tierarten sind genau an diesen dynamischen Lebensraum angepasst. Werden diese gestaltenden Prozesse z. B. durch Längsbauwerke unterbunden, entstehen meist strukturarme und über weite Strecken einheitliche Uferbereiche.

MIRR-Projekt 79

Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Förderung dynamischer Prozesse im

Uferbereich • Erhöhung der Strukturheterogenität im

Uferbereich • Verbesserung der lateralen Vernetzung • Entwicklung von Pionierstandorten • Schaffung von Hochwassereinständen und

Ruhigwasserbereichen • Ermöglichung wichtiger Austauschprozesse

zwischen Fluss und Au

Eine Schlüsselrolle beim Erhalt bzw. Schaffen natürlicher Uferbereiche kommt daher dem Zulassen dynamischer Prozesse (z. B. Erosion, Sedimentation) zu. Bereits das Entfernen von Uferstabilisierungen fördert die Erhöhung der Strukturheterogenität im Uferbereich. Steil- und Flachufer können sich entwickeln. Maßnahmen sollten prioritär auf das Zulassen eigendynamischer Vorgänge ausgerichtet sein; unterstützend können lenkende Maßnahmen wie beispielsweise der Einbau einzelner Buhnen zur Initiierung/Förderung morphodynamischer Prozesse sein. Voraussetzungen – Umsetzung – mögliche Probleme Uferbereiche brauchen für eine dynamische Entwicklung mehr Platz als hart verbaute Abschnitte, da unmittelbar angrenzende Flächen teilweise in die Flussdynamik mit einbezogen werden (z. B. bei Uferanrissen). Das setzt den Besitz oder Ankauf dieser Flächen voraus. Bleibt der Handlungsspielraum durch die Besitzverhältnisse eingeschränkt, können oft nur die Flächen im unmittelbaren Uferbereich dynamisiert werden. Die restlichen, weiter hinten liegenden Flächen sind in diesem Fall z. B. durch rückversetzte Ufersicherungen zu schützen. Fallbeispiele in Österreich Maßnahmen Initiieren eines dynamischen

Übergangsbereiches Fluss Drau Abschnitt Spittaler Feld Dimension Gesamtlänge über 1,5 km Quelle LIFE Projekt Auenverbund Obere Drau

(Pichler 2004) Details: Grundankauf zur Neuanlage von Lebensräumen Entfernung bestehender Uferstabilisierungen Verbreiterung und Abflachung von Uferböschungen Neuanlage von Augehölzbeständen

Auswirkungen auf den Fischbestand Dynamische Uferbereiche werden im aquatischen Bereich oft als Reproduktionsflächen und Jungfischhabitate genutzt (z. B. flache Schotterbänke). Erodierte Strukturen, z. B. unterspülte Ufer, bieten vielen Arten Einstände. An den Strukturbefischungsergebnissen an der Oberen Drau sind die positiven Effekte der Maßnahmenbereiche zu erkennen. Die Jungfischfauna zeigt in den großflächig neu entstandenen Habitattypen, wie seicht überströmten Schotterbänken und Buchten, deutlich erhöhte Dichten (Unfer et al. 2004).

80 MIRR-Projekt

Maßnahme M 06: Restrukturierung von Uferzonen durch Anlage von Klein- und Holzstrukturen, Gestaltung von Buchten In dicht besiedelten oder intensiv genutzten Gebieten ist der räumliche Handlungsspielraum für Restaurationsmaßnahmen in den meisten Fällen sehr gering. Unter solchen Rahmenbedingungen stellen Strukturierungen von Gewässerbett und Uferzonen („active channel“) oft die einzige Möglichkeit für ökologische Verbesserungen dar. Es existiert ein breites Spektrum möglicher Kleinmaßnahmen mit vielfältigen Kombinationsmöglichkeiten, wobei Holzstrukturen besonders wichtige Elemente natürlicher Flüsse und Auen sind. Sie spielen eine Schlüsselrolle bei natürlichen Bettbildungsprozessen (Cowx & Welcomme, 1998). So wird durch die Ablagerung von Totholz oft die Bildung von Inseln initiiert (Ward et al. 1999). Da solche Maßnahmen meist lokal oder punktuell umgesetzt werden, ist auch die Wirkung eher kleinräumig beschränkt. Die Initiierung großräumiger morphodynamischer Prozesse ist durch solche Maßnahmen nicht zu erwarten. Beschreibung der Maßnahme Buhnen sind generell Querbauwerke, die strömungslenkend wirken und gleichzeitig den Uferbereich vor Erosion schützen.

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Förderung kleinräumiger,

dynamischer Bettbildungsprozesse • Differenzierung der Strömungs- und

Substratverhältnisse • Erhöhung der Habitatheterogenität

(Einstands- und Reproduktionsareale)

• Initiierung von Pionierstandorten

Buhnen lassen sich auch zur Restrukturierung verwenden, vor allem in Abschnitten, in denen nicht gänzlich auf stabilisierende Maßnahmen verzichtet werden kann. Aber auch in Flussabschnitten, deren laterale Vernetzung mit dem Umland z.B. durch infrastrukturelle Rahmenbedingungen eingeschränkt ist, können Buhnen das Habitatangebot erhöhen. Zwischen zwei Buhnen, im sog. Buhnenfeld, entstehen durch Strömungsberuhigung Verlandungs-strukturen, die als Reproduktionsflächen und Jungfischhabitate von hohem Wert sind. Da Totholz natürlicherweise auch die Möglichkeit von Verklausungen mit sich bringt, wurde und wird es systematisch aus dem „active channel“ entfernt. Das Bewusstsein um die ökologische Bedeutung solcher Strukturen wuchs vor allem in den letzten Jahren und Jahrzehnten dank zahlreicher einschlägiger Studien (Becker et al. 2003) stetig. Um dem bestehenden Defizit an organischen Strukturelementen in Fließgewässern entgegenzuwirken, ist das bewusste Belassen oder aktive Einbringen von Totholz notwendig. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Grundsätzlich gilt es trotz der vielfältigen positiven Effekte zu bedenken, dass Buhnen stabilisierende Elemente sind. Daher sollten Buhnen vor allem dort zum Einsatz kommen, wo durch menschliche Eingriffe eine freie Entwicklung der Flussdynamik nicht möglich ist und der Einsatz stabilisierender Maßnahmen gerechtfertig erscheint. Der sinnvolle Einbau von Buhnen setzt zudem eine gewisse Mindestgröße von Fließgewässern voraus. Die Art der Umsetzung entscheidet über die Wirkung der Maßnahme. Um einen Erosionsschutz für die Ufer und eine Verlandungstendenz zwischen den Buhnen zu erzielen, sollte der Abstand 1,5- bis 2,5-mal die Buhnenlänge betragen. Als Strukturbildner können Buhnen auch einzeln oder in Gruppen alternierend eingebaut werden um einen Verschwenkung des Stromstriches zu initiieren (ÖWAV 2006). Buhnen lassen sich aus verschiedensten Materialien vor Ort fertigen (Steinbuhnen, Totholzbuhnen, Weiden-Faschinenbuhnen, Holzbuhnen, lebende Buhnen etc.) und in die Böschung einbauen. Die Bauweise (inklinant oder deklinant) beeinflusst sowohl das entstehende Strömungsmuster als auch die morphologische Ausprägung des Buhnenfeldes.

MIRR-Projekt 81

Das Einbringen von Totholz stellt für alle Fließgewässertypen einen Lebensraumgewinn dar. In welcher Form (Wurzelstock, ganzer Baum etc.) und in welchem Ausmaß Holzstrukturen angeboten werden, sollte in Abhängigkeit von der Größe aber auch von der naturräumlichen Charakteristik des Fließgewässers entschieden werden. Um Holzstrukturen im Gewässerbett zu fördern, kann einerseits Holz aktiv eingebracht werden, z.B. in Form von Wurzelstöcken. Eine Verankerung, sofern dies notwendig ist, kann durch das Einschlagen von Piloten und eine Fixierung mit Drahtseilen geschehen (ÖWAV 2006). Eine passive Maßnahme besteht im Belassen von angeschwemmtem Holz und umgestürzten Bäumen im Gewässerbett. Gegebenenfalls lassen sich auch diese Strukturen sichern. Flussstrecken, deren Abflussquerschnitt z.B. durch niedrige Brücken begrenzt wird, neigen bei hohem Totholzeintrag zu Verklausungen. Um das dadurch entstehende Gefahrenpotential zu entschärfen, sollten oberhalb potenzieller Gefahrenstellen (niedrige lichte Höhe, enger Abflussquerschnitt) eingebrachte Holzstrukturen gesichert werden. Fallbeispiele in Österreich Maßnahmen Einbau von Buhnen Fluss Drau Abschnitt Spittal-West Dimension 1,6 km Quelle LIFE-Projekt Auenverbund Obere Drau

– Endbericht (Pichler 2004) Details Anlage einer linksufrigen rund 30 - 40 m lange und 10 m breiten Aufweitung Aufweitung mit Buhnen zur Initiierung von Seitenerosion Abflachung der Uferböschungen für variable Uferlinie

82 MIRR-Projekt

Fallbeispiele in Österreich Maßnahmen Einbringen von Totholz Fluss Sulm Abschnitt Heimschuh Dimension lokal Quelle Fließgewässer erhalten und entwickeln

– Praxisfibel zur Pflege und Instandhaltung (ÖWAV 2006)

Details: Einbau einer Raubaumbuhne

Auswirkungen auf den Fischbestand Durch Untersuchungen in der Schweiz an Thur und Birs konnten zwischen Buhnen hohe Bestände von Jungfischen (Aitel, Barben, Schneider) nachgewiesen werden, besonders in strömungsberuhigten Flächen hinter den Buhnen und im unmittelbaren Uferbereich. Buhnen ohne Leitwerke (keine Uferverbauungen zwischen den einzelnen Buhnen) können daher einen Beitrag zur Habitatsvielfalt und zur Entwicklung einer vielfältigen Fischfauna leisten, wenngleich sie die für Krautlaicher (z.B. Rotfeder, Hecht) wichtigen Überflutungsbereiche nicht zu ersetzen vermögen (Paulon & Peter 1997). Totholzstrukturen gelten als biologische Hot spots und haben daher auch eine sehr positive Wirkung auf die Fischfauna (Crook & Robertson 1999). Speziell Jungfische profitieren von den vielfältigen Einstandsmöglichkeiten solcher Strukturen, wie das auch die Monitoringergebnisse z. B. von der Sulm belegen (Fleischanderl 2002, Zitek et al. 2004a).

Maßnahme M 07: Anlage von kleinflächigen Aufweitungen Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Differenzierung der Strömungs- und

Substratverhältnisse • Entwicklung ausgedehnter aquatisch-

terrestrischer Übergangszonen • Erhöhung der Habitatheterogenität

(Einstands- und Reproduktions-areale, Pionierstandorte)

Durch kleinflächige Aufweitungen lässt sich das Habitatangebot verbessern. Speziell in Abschnitten, die durch Regulierungsmaßnahmen relativ homogene und zugleich hohe Strömungs-geschwindigkeiten aufweisen, sind strömungsberuhigte Flachwasserbereiche von großem Wert. Zusätzlich werden durch die Anlage von „Hinterrinnern“ und die Vergrößerung des Übergangsbereiches Wasser-Land bedeutende Habitate für die semiaquatische Fauna und Flora gefördert.

MIRR-Projekt 83

Fallbeispiele in Österreich Maßnahmen kleinflächige Aufweitung Fluss Mur Abschnitt Weitersfeld Dimension Ca. 0,63 km Quelle http://www.unteresmurtal.steiermark.at Details: Aufweitung der Sohlbreite um rund 20 m Belassen einer Insel als Initialkiesbank im Einlaufbereich, Innenböschungen der Insel unbefestigt Strukturierung der Sohle: neue Böschungsfußlinie wurde strukturiert ausgebildet Ausbildung von Böschungen mit variablen Neigungen, Böschungssicherung durch Weidenspreitlagen und Stützsteine

Auswirkungen auf den Fischbestand Generell können auch durch kleinräumige Maßnahmen Verbesserungen für die Fischfauna erzielt werden. Gerade in monoton regulierten Abschnitten, die starke Rhitralisierungseffekte aufweisen, sind beispielsweise strömungsberuhigte Bereiche als Einstandsmöglichkeiten fischökologisch wertvoll.

Maßnahme M 08: Ausdolungen Unter Ausdolung ist die Öffnung bzw. der Rückbau verrohrter Fließgewässerabschnitte zu verstehen. Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Entwicklung eines naturnahen

Flussbettes • Schaffung lateraler und vertikaler

Vernetzung • Initiierung morphodynamischer

Prozesse

Diese Maßnahme bewirkt mit relativ geringem Aufwand eine erhöhte Habitatvariabilität und - je nach Ausführung - eine longitudinale, laterale und vertikale Wiedervernetzung (Woolsey et al. 2005). Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Je nach Raumangebot wird ein offenes Gerinne in Hinblick auf Linienführung sowie Ausformung des Gewässerbettes neu gestaltet (Tiefen-Breitenverhältnisse, Böschungsneigungen etc.) oder, nach Öffnen und Entfernen der Verrohrung der eigendynamischen Entwicklung überlassen.

84 MIRR-Projekt

Fallbeispiele in Österreich Maßnahme Ausdolung Fluss Grandlbach Abschnitt Gemeinde Terfens Dimension 5000 m² Quelle Revitalisierungskonzept „Unser Inn“

http://www.unser-inn.at/projekt-b.htm Details Ausdolung des verrohrten Bachabschnittes Ausbildung des Flussbetts durch Zulassen/Förderung der eigendynamischen Entwicklung des Baches

Auswirkungen auf den Fischbestand Das Öffnen verrohrter Bachabschnitte wirkt sich vor allem durch die Wiederherstellung des longitudinalen Kontinuums positiv auf die Fischfauna aus. Werden im ausgedolten Abschnitt begleitende Maßnahmen zur Entwicklung natürlicher Uferstrukturen (z.B. Pflanzung von Gehölzen, Einbringen von Totholz) gesetzt, entstehen relativ rasch fischökologisch wertvolle Habitate.

8.2.2 Wiederherstellung d. lateralen Konnektivität /Restauration des Auensystems

8.2.2.1 Vergrößerung/Wiederanbindung von Überflutungsräumen Ein zentrales Ziel der Fließgewässerrestauration ist es, Flüsse wieder stärker mit den angrenzenden Aulandschaften zu vernetzen. Dadurch werden wesentliche Voraussetzung für nachhaltig funktionierende, dynamische Austauschprozesse geschaffen; zudem stehen damit reaktivierte Retentionsräume für Hochwasser zur Verfügung. Ein Schritt um die Vernetzung zwischen Hauptgerinne und Augewässern zu verbessern, ist das Wiederanbinden von Altarmen und Nebenarmen. Hierbei steht meist nicht die permanente Dotation der Gewässer im Vordergrund, sondern vielmehr das Schaffen eines funktionierenden Austauschs bei höheren Wasserständen oder im Hochwasserfall.

Maßnahme M 09: Entfernung/Rückversetzung/Absenkung von Dämmen Beschreibung der Maßnahme Eine Möglichkeit, um Fließgewässern mehr Raum und somit mehr Entwicklungspotential zu verschaffen, ist die Entfernung von Dämmen. Wo dies aus Hochwasser-schutzgründen nicht durchführbar ist, bietet das Rückversetzen bzw. das lokale Absenken von Dämmen eine Alternative. Auch wenn

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Verbesserung der lateralen

Konnektivität • Wiederanbindung wertvoller

Auhabitate • Schaffung von Retentionsraum

MIRR-Projekt 85

dadurch die laterale Konnektivität nicht zur Gänze wiederhergestellt werden kann, ist doch eine Verbesserung der Vernetzung zu erwarten. Vor allem degradierte Auenvegetationsbestände sowie Augewässer profitieren von der Wiederherstellung der Dotation bzw. Anbindung und dem damit einhergehenden Ansteigen des Grundwasserspiegels. Voraussetzungen - Umsetzung – Mögliche Probleme Das abschnittsweise Entfernen von Dämmen stellt die radikalste und wirkungsvollste Variante dieser Maßnahme dar. Die laterale Vernetzung kann dadurch großflächig wiederhergestellt werden. Das lokale Absenken oder Öffnen von Dämmen (z. B. über Flutmulden, etc.) bietet die Möglichkeit gezielter Dotation der hinter dem Damm liegenden Flächen ab bestimmten Abflussverhältnissen. Wo das Entfernen oder Absenken von Dämmen aus Hochwasserschutzgründen nicht durchführbar ist, können diese ins Hinterland versetzt werden. Auenflächen lassen sich dadurch wieder ins Abflussgeschehen mit einbeziehen. Fallbeispiele in Österreich Maßnahme Absenken des Treppelwegs/Dammes

Wiederanbindung von Altarmen und Nebenarmen

Fluss Donau Abschnitt Orth an der Donau Dimension 3,4km Quelle LIFE-Projekt „Gewässervernetzung und

Lebensraum-Management Donauauen“ Technischer Endbericht (Nationalpark Donau-Auen GmbH 2004)

Details Entfernung einer Traverse (Badwandltraverse) Einbau eines Brückendurchlasses mit einer Spannweite von 15 m Absenkung des Treppelwegs an drei Stellen auf Sohlebene der dahinter liegenden Gewässerzüge / Wiederanbindung von zwei ehemaligen Seitenarmen (Durchströmung an 290 Tagen im Jahr)

86 MIRR-Projekt

Maßnahme Uferabsenkung

Wiederanbindung von Altarmen Fluss Donau Abschnitt Schönau Dimension 3,5km Quelle LIFE-Projekt „Gewässervernetzung und


Details Uferabsenkung oberhalb der Traverse, dadurch Wiederanbinden des Gewässerzuges an die Donau Bau von Brückendurchlässen (20m breit) an beiden Traversen, Fußgänger oder Einsatzfahrzeuge können Traversen weiterhin nutzen Gestaltung einer zusätzlichen Einströmöffnung für den Altarm „Mannsdorfer Hagel“

Auswirkungen auf den Fischbestand Das Absenken/Entfernen von Dämmen eröffnet für die Fischfauna die Möglichkeit, bei Hochwasser in die angrenzenden Augewässer und Überflutungsflächen zu wandern und diese auch als Reproduktionsareale zu nutzen. Dies ist besonders für krautlaichende Arten von großer Bedeutung. Aus fischökologischer Sicht sind Augewässer als Hochwasserrückzugsgebiete, Wintereinstände, aber auch als Reproduktionsareale für Ruhigwasserbewohner bedeutend (Nationalpark Donau-Auen Gmbh 2004).

Maßnahme M 10: Flächige Absenkung der Auenzone Die verstärkte Eintiefung der Flusssohle von regulierten Fließgewässern hat an vielen österreichischen Gewässern zur Entkopplung von Fluss und Aulandschaft geführt. Ist diese Entwicklung bereits weit fortgeschritten, kann ein flächiges Absenken der Auenzone (oftmals bereits land- und forstwirtschaftliche Nutzflächen) eine notwendige Voraussetzung sein, um eine laterale Vernetzung wieder zu ermöglichen und dadurch die Retentionsfunktion der angrenzenden Flächen zu reaktivieren. Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Ermöglichung der lateralen

Vernetzung • Initiierung auentypischer

Standortverhältnisse (betreffend Überflutungs- und Morphodynamik, Flurabstand)

Flächen zu roden, um Auwälder zu schützen, mutet widersprüchlich an. Betrachtet man aber die kurze Umtriebszeit von Augehölzen und den hohen ökologischen Wert von Pioniergesellschaften, sind solche Flächen bzw. Maßnahmen als sehr wertvoll einzuschätzen. Das Absenken erfolgt durch Baggerungen, wobei der entnommene Schotter gegebenenfalls zur Finanzierung der Maßnahme verkauft werden kann. Bei Geschiebedefizit sollte vom Verkauf freilich abgesehen und der Schotter vielmehr für das Gewässersystem zur Verfügung stehen.

MIRR-Projekt 87

Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Zur Durchführung derartiger Maßnahmen bedarf es großflächig zusammenhängender Flächen. Oftmals stehen für die Durchführung der Maßnahme ökologisch weniger wertvolle Flächen (z.B. Äcker) zur Verfügung. Manchmal wird es sich allerdings nicht verhindern lassen, Rodungsmaßnahmen für die Absenkung auch auf mit Auwald bestockten Flächen vorzunehmen, um langfristig die Voraussetzung für den Erhalt funktionell entsprechender Aulebensräumen zu schaffen. Fallbeispiele in Österreich Maßnahmen Vorlandabsenkung

Anbinden von Altwässern Schaffen von Auweihern

Fluss Traisen Abschnitt Traismauer - Donau Dimension alter Lauf: 7,5 km, neu: 12,7 km Quelle Machbarkeitsstudie Rückbau

Traisenunterlauf/-mündung (Jungwirth et al. 2005a)

Details: in Planung Neuanlage eines dynamischen gewundenen/ mäandrierenden Laufes anstelle des alten Traisen-Umleitungskanales; weitgehend ohne Uferbefestigungen, Ausbildung von Ufersteilwänden und flachen Gleituferbereichen Wiederherstellung des Kontinuums zw. Traisen und Donau Wiederanbindung von bestehenden Augewässern an die Traisen Absenkung von ca. 80 ha Vorlandbereichen der Traisen, dadurch Entstehung neuer Standorte für Weichholzauen Initiierung neuer Altarme im Vorland, dadurch deutliche Strukturverbesserung; Entstehung neuer Fischhabitate und Amphibienlaichplätze Anlage von mehreren Auweihern (gesamt ca. 12,5 ha) nachhaltige Verhinderung der Verlandung von Augewässern Erhaltung des bestehenden Traisen-Laufes in Form von Altarmen bzw. als HW-Gerinne

Auswirkungen auf den Fischbestand Die Maßnahme wirkt sich positiv auf den Fischbestand von Traisen und Donau aus, da eine Verbesserung von lateraler Konnektivität und Habitatangebot stattfindet.

88 MIRR-Projekt

8.2.2.2 Initiierung/Anlage auentypischer Habitate Natürliche Auen weisen ein breites Spektrum an aquatischen und terrestrischen Lebensraumelementen auf. Die Bildung dieser Habitate hängt direkt oder indirekt von der natürlichen Dynamik des Fließgewässers ab (Überflutungsfrequenz, -höhe, -zeitraum). Fließgewässer, die in ihrer natürlichen Dynamik völlig unbeeinflusst sind, finden sich in Österreich nur noch selten. Um Auen und ihr ursprünglich reichhaltiges Strukturangebot zu fördern bzw. zu erhalten, wird bei diesem Maßnahmentyp Fehlen bzw. Einschränkung der ursprünglichen Dynamik des Fließgewässers durch initiierende oder gestaltende Maßnahmen kompensiert.

Maßnahme M 11: Initiierung/Anlage/Aktivierung von Augewässern Augewässer spielen im Lebenszyklus vieler aquatischer und terrestrischer Arten eine zentrale Rolle. Viele Amphibien, Libellen und andere Insekten etc. sind auf das Vorhandensein solcher Habitate angewiesen. Auch die stagnophilen Fischarten zählen zu den typischen Bewohnern dieser artenreichen Lebensräume. Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Ermöglichung der lateralen

Vernetzung • Förderung der Habitatvielfalt • Verbesserung der morphologischen

Dynamik

Um die Bedürfnisse möglichst vieler aquatischer Arten der Auen abzudecken, müssen verschiedene Gewässertypen verfügbar sein (Weiher, Tümpel, langsam durchflossene Nebenarme etc.). In natürlichen Auen entstehen diese Habitate als Folge dynamischer Bettbildungs- und Erosionsprozesse. Ursprünglich spielen auch Verklausungen durch Totholzansammlungen und natürliche Katastrophenereignisse, wie z.B. Eisstöße, in Hinblick auf großräumige Laufverlegungen und damit auf die Erneuerung von Aulebensräumen eine wichtige Rolle. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Im Idealfall sollte die Eigendynamik des Fließgewässers, z. B. durch großzügiges Entfernen von Längsbauwerken, in einem Ausmaß wiederhergestellt werden, dass in der Folge die Erosionskraft von Hochwässern ausreicht, um Augewässer neu zu schaffen bzw. zu überformen. Ist dies nicht möglich, lassen sich die Gewässer künstlich schaffen und durch entsprechende Managementmaßnahmen (z.B. Ausbaggern von Verlandungsbereichen) erhalten.

MIRR-Projekt 89

Fallbeispiele in Österreich Maßnahme Anlegen von Autümpeln Fluss Donau Abschnitt Zwischen Orth und Eckartsau Dimension - Quelle LIFE-Projekt „Gewässervernetzung und


Details Nachtiefung von drei künstlichen Verbindungsgräben und Anlage von „Überlebenstümpeln“ zur Sicherung des Hundsfischbestandes Nachtiefung der Gewässersohle (Fadenbach, Mühlgang und Mühldump) Wiederanbindung eines verlandeten bzw. verfüllten Gewässerbereiches

Maßnahme Initiierung von Augewässern Fluss Drau Abschnitt Reißacher Landschaftssee Dimension 1,6 ha Quelle LIFE Projekt “Auenverbund Obere

Drau“, Endbericht (Pichler 2004); Details: Umwandlung einer von Auwäldern eingeschlossenen Ackerfläche Anlage eines bis zu 4 m tiefen Stillgewässers Herstellung von Tief- und Flachwasserbereichen, unterschiedlichster Uferstrukturtypen sowie Röhrichtzonen

Auswirkungen auf den Fischbestand Wie das Fallbeispiel aus dem LIFE-Projekt „Gewässervernetzung und Lebensraum-Management Donauauen“ belegt, konnte durch diese Maßnahme das Überleben einer höchst seltenen, spezialisierten Fischart (Hundsfisch) gesichert werden (Nationalpark Donau-Auen 2004). Aber auch zahlreiche weitere Ruhigwasserbewohner sind auf die Verfügbarkeit solcher Habitate angewiesen (Karausche, Schleie).

90 MIRR-Projekt

Maßnahme M 12: Initiierung von Aubeständen Auwaldbestände sind ein integraler Bestandteil intakter Flussökosysteme. In Österreich sind flussbegleitende Auwaldbestände oft nur noch fragmenthaft erhalten. Daraus leitet sich der große Handlungsbedarf bezüglich der Förderung und Initiierung von Auwaldbeständen ab. Beschreibung der Maßnahme In Flussabschnitten mit ausreichender „Rest“-Dynamik reicht das Schaffen von Pionierflächen als Initialmaßnahme für die Entwicklung von Vegetationsbeständen (natürliche Sukzession) vielfach aus. Beschleunigt wird dieser Prozess durch das aktive Anpflanzen von Gehölzen (Steckhölzer, bewurzelte Gehölze etc.), wobei auf die gewässertypische Artenzusammen-setzung zu achten ist.

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Schaffung von Pionierflächen • Entwicklung eines autochthonen

Auwaldbestandes • Verbesserung des Wasserrückhaltes

Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Invasive Neophyten besiedeln Pionierflächen oft rasch und dicht, wodurch die Entwicklung des gewünschten autochthonen Auwaldbestandes gehemmt werden kann. In Gebieten mit massivem Aufkommen von Neophyten (z.B. Kanadische Goldrute, Japanischer Staudenknöterich, Drüsiges Springkraut) sind diese gegebenenfalls zu entfernen. Fallbeispiele in Österreich Maßnahme Anlegen eines Auwaldstreifens Fluss Lafnitz Abschnitt Gemeinde: Rohrbach b.H., Wolfau Dimension 10m breit Quelle LIFE Natur Projekt „Lafnitz –

Lebensraumvernetzung an einem alpin – pannonischen Fluss http://www.lafnitztal.at/lifeprojekt/index.html 27.3.2007); Schutzwasserwirtschaft an der Lafnitz (Bundeswasserbauverwaltung, 2005)

Geplant: Einlösen eines mindestens 10 m breiten Uferstreifens Bestockung mit Augehölzen Verzicht auf uferstabilisierende Eingriffe

Auswirkungen auf den Fischbestand Ufergehölze bieten Deckung und Schutz und tragen so z. B. zur Erhöhung des Angebots an Einstandsplätzen für die Fischfauna bei. Zudem führt die Beschattung - speziell an kleineren Fließgewässern - zur Abminderung sommerlicher Temperaturmaxima und ausgeglichenen Sauerstoffverhältnissen und wirkt sich daher positiv auf die Fischfauna aus.

http://www.lafnitztal.at/lifeprojekt/index.html%2027.3.2007);%20%0BSchutzwasserwirtschaft



MIRR-Projekt 91

8.2.3 Eliminierung/Verringerung des Staueinflusses Energiewirtschaftliche Nutzungen führen zu tiefgreifenden Änderungen des aquatischen Lebensraumes und dessen Lebensgemeinschaften (Jungwirth & Waidbacher 1989). Durch die Stauhaltungen entstehen völlig neuartige ökologische Bedingungen, die in vielen Fällen (Ausnahme verlandete, kleine Stauräume, Stauwurzelzonen) nicht mehr der Charakteristik von Fließgewässern entsprechen. Durch die Verringerung der Fließgeschwindigkeit geht der Lebensraum vieler rheophiler Organismen verloren. Es kommt zur Ablagerung großer Mengen an Feinsedimenten, zum Verlust ökologisch wertvoller Flachwasserzonen, etc. Grundsätzlich geht mit der Errichtung der Stauhaltungen eine starke Linearisierung und Monotonisierung der Uferstrukturen einher.

Maßnahme M 13: Entfernung des Querbauwerkes (Wehranlage) Diese Maßnahme kann den Staueinfluss mit sämtlichen Folgewirkungen gänzlich eliminieren. Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Eliminierung des Staueinflusses

Das Entfernen von Kraftwerken oder Sohlstufen ist aus gewässerökologischer Sicht die einzige Möglichkeit, die bestehende Eingriffssituation völlig aufzuheben. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Voraussetzung für das Entfernen des Querbauwerkes ist zumeist, dass an der Kontinuumsunterbrechung kein Kraftwerk mit bestehenden Wassernutzungsrechten vorliegt bzw. diese Rechte abgelöst werden. Nach Entfernung des Querbauwerkes sind je nach Flusstyp und Gefällsverhältnissen vielfach sohlsichernde Maßnahmen notwendig, z. B. in Form von aufgelösten Sohlrampen.

92 MIRR-Projekt

Fallbeispiele in Österreich Maßnahme Entfernung der Wehranlage Fluss Irdningbach Abschnitt Bereich Irdning Dimension - Quelle Stmk. Landesregierung, BBL Liezen

Details

Entfernung der Wehranlage Sohlsicherung in Form von einer sehr stark aufgelösten Sohlrampe, die einem gefällsreichen naturnahen Bachabschnitt entspricht

8.2.3.1 Verringerung der Staudimension

Maßnahme M 14: Absenkung der Wehrhöhe Durch Absenkung der Wehrhöhe lässt sich die Dimension eines Staus hinsichtlich Tiefe und Länge reduzieren. Je nach Ausführungsgrad nähert sich der Stau in Folge bezüglich Strömungsverhältnisse und Habitatvielfalt einem Fließgewässer.

Maßnahme M 15: künstliche Stauraumverfüllung Durch Aufhöhung der Sohle entsteht ein verlängerter Stauwurzelbereich mit Fließcharakter. Die Feinsedimentablagerungen und die damit verbundenen Kolmationserscheinungen lassen sich damit auf einen kürzeren Bereich begrenzen. Die Aufhöhung muss, um effektiv zu sein, allerdings ausreichen, um die nötigen hydraulischen Auswirkungen zu erzielen. Damit verbunden ist eine fallweise Verringerung der Hochwassersicherheit im Stauwurzelbereich. Die Umsetzung kann durch aktive Einbringung von Material erfolgen oder durch fördernde Maßnahmen hinsichtlich der Feststoffablagerungen und erscheint primär in Schluchtstrecken ohne Hochwasserproblematik sinnvoll.

MIRR-Projekt 93

8.2.3.2 Strukturierung des Staubereiches Das Ausmaß der Veränderung korreliert mit der Intensität des Staueinflusses. Die Abnahme der flusstypischen Ausprägung ist innerhalb der Stauräume in Längsrichtung von der Stauwurzel (Staubeginn) zum Kraftwerk hin zu beobachten (Zauner et al. 2001). Daraus leitet sich aus ökologischer Sicht die besondere Bedeutung von Stauwurzelbereichen, auch in Hinblick auf den Erfolg von Restaurationsmaßnahmen, ab.

Maßnahme M 16: Strukturierung der Stauwurzel bzw. Uferbereiche Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme

• Schaffung von Flachwasserstrukturen

• Erhöhung der Strömungs- und Habitatvielfalt

• Schaffung von Hochwasserrückzugsgebieten

• Förderung der autochthonen Fauna

Stauwurzelabschnitte zeichnen sich durch fließstreckenähnliche Verhältnisse aus. Bei der Schaffung von kiesigen Flachwasserzonen sowie strömungsberuhigten Seichtwasserzonen in Buhnenfeldern geht es nicht prioritär um die Herstellung der ursprünglichen Situation, sondern um die Verbesserung des Habitatangebots. Strukturierungen der Uferbereiche mit Buchten und Seitengerinnen sowie Einbringung von Totholzstrukturen sollen die monotonen Strömungs- und Habitatverhältnisse im Staubereich verbessern (Jungwirth et al. 2005b). Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Kleinflächige Strukturen im zentralen Stau unterliegen einer hohen Verlandungstendenz und sind nur durch hohen Pflegeaufwand funktionsfähig zu halten. Fallbeispiele in Österreich Maßnahme Schüttung von Flachwasserstrukturen

(Sedimentbänke und –inseln) Fluss Donau Abschnitt Stauraum Aschach

Gemeinde Kramesau Dimension 1700 m Länge Quelle Pilotstudie Oberes Donautal (Zauner et

al. 2001) Schüttung von 60.000 m3 Schotter mittels Schutenentleerers Gestaltung von Flachwasserstrukturen in vier Bereichen Gestaltung von Hakenbuhnen

94 MIRR-Projekt

Maßnahme Strukturierung der Ufer Fluss Donau Abschnitt Zentralstau KW Freudenau Dimension auf ca. 6 km Länge Quelle Interreg Projekt FIDON Wien Györ

(Straif & Waidbacher 2003) Anlage von vier linksufrigen Uferstrukturen im Zentralstau Strukturierung eines Kanals (ca. 2 m tief) entlang des Zentralstaus sowie Anlage von Buchten und Seitengerinnen

Auswirkungen auf den Fischbestand Die fischökologische Evaluierung bringt den Nachweis erhöhter Funktionstüchtigkeit der neu geschaffenen Strukturen als Elemente zur Förderung einer leitbildkonformen Fischfauna. Die Schotterbänke und die Seichtwasserbereiche in der Stauwurzel des Kraftwerkes Aschach bieten vielfältige Lebensräume vor allem für die Jugendstadien der gefährdeten Flussfischarten (Zauner et al. 2001). Die Strukturierungsmaßnahmen im Zentralstaubereich des KW Freudenaus werden von einer hohen Anzahl an Jungfischen der rheophilen Fischgilden genützt. Zwei, ursprünglich zum Schutz vor einem zu starken Besucherdruck konzipierte, schmale Kanäle besitzen durch den hohen Strukturierungsgrad (Holzstrukturen, Wasserpflanzen) und etwas höhere Wassertemperatur, aber auch durch ihre indirekte Anbindung an den Hauptstrom eine besondere Stellung bezüglich der vorkommenden Fischarten. Diese Gerinne lassen sich anhand der vorkommenden Fischarten funktionell als Altwässer einstufen. Charakteristische Arten sind unter anderem die Schleie, die Rotfeder und der Hecht. Generell können freilich aufgrund der starken Verlandungstendenz in diesem Abschnitt des Stauraumes die künstlichen Habitate von Fischen nur mehr bedingt genutzt werden. Die fischökologische Funktionsfähigkeit ist aufgrund der zu geringen Größe nur sehr eingeschränkt gegeben (Straif & Waidbacher 2003).

MIRR-Projekt 95

8.3 Hydrologie In natürlichen Flussökosystemen sind zahlreiche wichtige Prozesse und Kreisläufe an die jahreszeitlichen Schwankungen der Abflussverhältnisse (hydrologisches Regime) gekoppelt. Viele Organismen haben sich an diese variablen Lebensraumverhältnisse angepasst. Eingriffe in das Abflussgeschehen wirken sich folglich häufig negativ auf aquatische und semiaquatische Zönosen aus.

8.3.1 Anpassung der Dotationswassermenge Der Erfolg von Restaurationsmaßnahmen hängt in hohem Maße von der Natürlichkeit der Abflussverhältnisse ab. Lassen sich Eingriffe, die das hydrologische Regime verändern, nicht ausreichend beheben, bleiben meist auch umfangreiche Anstrengungen zur Verbesserungen der flussmorphologischen und strukturellen Verhältnisse erfolglos.

8.3.1.1 Erhöhung der Dotationswasserabgabe Unterhalb von Ausleitungs- und Speicherkraftwerken wird die Verfügbarkeit bzw. Funktionsfähigkeit von Gewässerlebensräumen in erster Linie durch die Dotationsmenge, bzw. deren tages– bis jahreszeitliche Anpassung an das natürliche hydrologische Regime, bestimmt. Die Dotation sollte sich daher sowohl am natürlichen Abflussgeschehen, als auch an den verschiedenen Altersstadien der Fischfauna und deren Nutzungspräferenzen orientieren.

Maßnahme H 01: Erhöhung der Dotationswasserabgabe Die Höhe der Dotation von Flussstrecken unterhalb von Ausleitungs- und Speicherkraftwerken ist ein Schlüsselfaktor sowohl für die Lebensraumquantität als auch -qualität. Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Schaffung naturnaher

Abflussverhältnisse • Förderung der Strömungsvielfalt • Förderung dynamischer Prozesse im

Gewässerbett

Mancherorts fallen Ausleitungsstrecken aufgrund zu geringer Dotation zeitweise sogar trocken (v.a. ältere Anlagen ohne Dotation). Die stark reduzierte Abflussmenge in Restwasserstrecken kann auch negative Auswirkungen im Hinblick auf die Habitatqualität (Erhöhung der Wassertemperatur, Eutrophierung durch mangelnde Verdünnung etc.) mit sich bringen. Ein Mindestmaß für die Dotation festzulegen, ist daher für die aquatischen Biozönosen von essentieller Bedeutung. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Die Dotationswasserabgabe wird vom Kraftwerk aus gesteuert. Für die Erhöhung der Dotationswasserabgabe sind meist nur geringfügige Umbauten notwendig. Durch Verluste beim Regelarbeitsvermögen entstehen aber relevante Kosten für den Kraftwerksbetreiber (Stigler et al. 2005). Durch die Staffelung der Dotationswasserabgabe lässt sich ein beeinträchtigtes System in seinem Abflussgeschehen wieder dynamisieren. Die neu geschaffenen Verhältnisse sollten dem natürlichen Abflussgang entsprechen und somit den Organismen zur richtigen Zeit geeignete Habitate bieten (z. B. zur Reproduktionszeit die Verfügbarkeit von Laichhabitaten). Eine saisonale Anpassung der Dotationswasserabgabe ist daher speziell vom Frühjahr bis in den Herbst wichtig; im Winter kann die Dotation eher konstant sein. Auch für die Initiierung bettbildender Prozesse inkl. der Vermeidung von Sohlkolmatierungen sind gelegentliche, den natürlichen Hochwasserabflüssen entsprechende Wasserabgaben erforderlich. Bei größeren Kraftwerksanlagen kann der ökonomische Verlust durch die Dotationsabgabe z. T. mit Hilfe

96 MIRR-Projekt

von Restwasserturbinen kompensiert werden. Die Festlegung des notwendigen Restwasserabflusses sollte anhand von Habitatmodellen und Dotationsversuchen mit entsprechendem Monitoring erfolgen. Fallbeispiel in Österreich Maßnahme Staffelung der Dotationswassermenge Fluss Bregenzerach Abschnitt Wehr Kennelbach Dimension 500-2000 l/s Quelle Versuch „Dotierwasserabgabe und

erhöhter Wassereinzug beim Wehr Kennelbach“ (Gesson 2004)

Details Bisherige Dotation der Ausleitungsstrecke mit 200l/s über Fischtreppe Zweijähriger Versuch: Mindestdotierwassermenge im Winterhalbjahr (01.11. bis 30.4.) 500 l/s und im Sommerhalbjahr (01.5. bis 31.10.) 2.000 l/s Verlängerung des Versuchs um zwei Jahre

Fallbeispiel in Österreich Maßnahme Dotationswasserabgabe Fluss Bregenzerach Abschnitt KW Alberschwende Dimension 1.200-2.000 l/s Quelle Limnologische Gesamtuntersuchung

KW Alberschwende (Jungwirth et al. 1998)

Details Restwasserbereich I: 1 Dotationsversuch QR Winter 400-600 l/s, Sommer 800-1000 l/s Restwasserbereich II: 2 Dotationsversuche Dotationsversuch 1: QR Winter 1700-2200 l/s, Übergang 2200-2700 l/s, Sommer 2500-3000 l/s Dotationsversuch 2: QR Winter 1200-1700 l/s, Übergang 1700-2200 l/s, Sommer 1900-2400 l/s Auswirkungen auf den Fischbestand Der fischökologische Zustand der Bregenzerach verbesserte sich durch die Erhöhung des Restwasserabflusses. Sowohl im Restwasserbereich I als auch im Restwasserbereich II (Dotationsversuch 2) konnte keine wesentliche Beeinträchtigung der ökologischen Funktionsfähigkeit mehr nachgewiesen werden. Die Dotationserhöhung führte zu einer Verbesserung der morphologisch/hydraulischen Verhältnisse. Zunehmende Annäherung an den Abfluss bei MJNQ bewirkte eine Angleichung an die Verhältnisse der Referenzsituation (Jungwirth et al. 1998).

MIRR-Projekt 97

8.3.2 Verminderung von Schwall-Sunk Erscheinungen

8.3.2.1 Kraftwerksumbau

Maßnahme H 02: Umbau in ein Laufkraftwerk ohne Schwallbetrieb Wirkt sich der Schwallbetrieb eines Speicherkraftwerks so negativ auf die ökologische Situation des Fließgewässers aus, dass die ökologischen Ziele der Wasserrahmenrichtlinie langfristig verfehlt werden, stellt der Umbau in ein Laufkraftwerk eine mögliche Verbesserungsmaßnahme dar. Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Verringerung der Schwall-

Sunkamplituden und -frequenzen • Verbesserung der Habitatbedingungen

im Unterwasser

Bei Umbau in ein Laufkraftwerk ist die Problematik starker Wasserspiegelschwankungen durch Schwallbetrieb nicht mehr gegeben. Zudem haben Laufkraftwerke durch die unmittelbare Abarbeitung des Durchflusses einen geringeren Einfluss auf die thermische Beschaffenheit (z.B. Schichtung im Speicherstau durch Erwärmung) und die chemisch-physikalischen Eigenschaften des Fließgewässers. Generell sind die Lebensraumverhältnisse bei Laufkraftwerken sowohl im Ober- als auch im Unterwasser näher an den ursprünglichen Bedingungen als jene bei Speicherkraftwerken. Diese Maßnahme wurde in Österreich bislang noch nicht realisiert.

8.3.2.2 Anpassung der Betriebsweise

Maßnahme H 03: Dämpfung der Schwallwellen Eine Möglichkeit, die hydrologischen Bedingungen in Schwallstrecken zu verbessern, ist die Dämpfung der Schwallwellen durch Änderungen der Betriebsweise des Speicherkraftwerkes. Hierzu sind im Normalfall keine baulichen Maßnahmen erforderlich.


• Verringerung der Schwall-Sunkamplituden und –frequenzen

• Reduzierung der negativen Auswirkungen auf Lebensbedingungen der Fischfauna In der Umsetzung können die Turbinen langsamer

oder stufenweise an- oder zurückgefahren werden um den Schwall/Sunk Übergang zu dämpfen (BUWAL 2003). Durch geänderte Betriebsweise lassen sich z. B. Schwallspitzen eliminieren, der Sunkabfluss durch eine höhere Dotation ab der Wehranlage erhöhen, etc. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Die Reduktion der Schwall-Sunkamplituden und -frequenzen ist für den Kraftwerksbetreiber zwangsläufig mit monetären Einbußen verbunden. Durch den Wegfall der Regelleistung kann es zu Problemen für die Netzstabilität und damit auch für die Gewährleistung der Versorgungssicherheit kommen.

98 MIRR-Projekt

8.3.2.3 Anlage von Ausgleichsbecken

Maßnahme H 04: Dämpfung der Schwall- und Sunkerscheinungen durch Fassung in Ausgleichsbecken Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Verringerung der Schwall-Sunk-

amplituden und -frequenzen • Reduzierung der negativen

Auswirkungen auf Lebensbedingungen der Fischfauna

Eine Möglichkeit Schwallwellen zu dämpfen, ohne die erzeugte Strommenge (Regelarbeitsvermögen) reduzieren zu müssen, besteht im Bau von Ausgleichsbecken. Der meist zu Spitzenstrombedarf abgearbeitete Wasserschwall wird direkt in das Ausgleichsbecken abgeleitet. Von dort aus kann die Rückleitung in den Vorfluter gedämpft (in Anlehnung an die natürlichen saisonalen Abflussschwankungen) erfolgen. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Qualitative Abweichungen vom biozönotischen Leitbild sind neben den schwallbedingten Veränderungen der hydraulischen Verhältnisse häufig auch auf die geringen Wassertemperaturen nach Rückgabe des Betriebswassers aus hoch liegenden Speichern zurückzuführen. Dies kann u. U. eine Rhithralisierung der Zönose um eine ganze biozönotische Stufe bewirken. Fallbeispiel in Österreich Maßnahme Schwalldämpfung durch

Ausgleichsbecken Fluss Bregenzerache Abschnitt Seitenspeicher Bozenau Dimension 150.000m³ Quelle Limnologische Gesamtuntersuchung

KW Alberschwende (Jungwirth et al. 1998)

Details Errichtung der Kraftwerksstufe Alberschwende (flussab des KW Langenegg, Entstehung von zwei aufeinander folgenden Schwallstrecken) Ausgleichsbecken zur Schwalldämpfung (Seitenspeicher Bozenau, Volumen 150.000m³) nachgeschaltet. Erzeugung einer Vorflut aus dem Seitenspeicher, anschließend Einleitung des Hauptschwalls Ergebnis: Eliminierung des Schwalls zwischen KW Andelsbuch und KW Langenegg (Restwasserbereich I) Schwallstrecke 1 (zwischen KW Langenegg und KW Alberschwende) maximal ca. 30 m³/s, in der unteren Schwallstrecke 2 (flussab KW Alberschwende) maximal ca. 60 m³/s Maximales Schwall-Sunkverhältnis: Vor Kraftwerks- und Ausgleichsbeckenbau ca. 60 : 1 Danach ca. 15:1 (Strecke 1) bis 30:1 (Strecke 2)

MIRR-Projekt 99

Auswirkungen auf den Fischbestand Der Fischbestand in der nun schwallfreien Strecke zeigte eine deutliche Verbesserung der ökologischen Funktionsfähigkeit. Durch den Bau des Seitenspeichers Bozenau wurde in den verbliebenen Schwallstrecken beim Vorschwall eine nennenswerte Verringerung der Schwallintensitäten (Durchflussänderung/Zeit) erreicht. Für die Organismen des freien Wasserkörpers herrschen jedoch während des Schwalles weiterhin kritische Fließgeschwindigkeiten (> 1 m/s) vor. Geeignete Jungfischhabitate gehen praktisch in der gesamten Schwallstrecke verloren (Jungwirth et al. 1998).

8.3.2.4 Schwallausleitung

Maßnahme H 05: Ausleitung des Schwalles in einen größeren Vorfluter oder einen Stauraum Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Verringerung der Schwall-Sunk-

Amplituden und -Frequenzen • Reduzierung der negativen

Auswirkungen auf Lebensbedingungen der Fischfauna

Eine weitere Maßnahme, um negative Effekte des Schwallbetriebs zu verringern, besteht in der Ausleitung des Schwalls in einen größeren Vorfluter. Die Größe des Vorfluters spielt insofern eine entscheidende Rolle, als die ökologischen Folgewirkungen vom Schwall-Sunkverhältnis abhängen. Bei einem größeren Vorfluter und gleich bleibendem Schwall sind die Wasserspiegelschwankungen entsprechend geringer. Eine weitere Möglichkeit ist das Turbinieren des Triebwassers in einen Stauraum eines Laufkraftwerkes, der somit als Ausgleichsbecken fungiert (Meile et al. 2005). Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Die Maßnahme setzt den Bau eines Ausleitungsgerinnes und somit das Vorhandensein der naturräumlichen Möglichkeit zur Einleitung in den Vorfluter oder in einen geeigneten Stauraum voraus.

8.3.2.5 Koordination mehrerer Schwallkraftwerke

Maßnahme H 06: Vermeidung überlagernder Schwallwellen bzw. Dämpfung von Schwall-Sunkerscheinungen durch abgestimmte Betriebsweise Beschreibung der Maßnahme Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme

• Verringerung des Schwall-Sunk- Amplituden und -Frequenzen

• Reduzierung der negativen Auswirkungen auf Lebensbedingungen der Fischfauna

Um die Lebensraumsituation für aquatische Organismen zu verbessern, ist die Dämpfung der Schwallwellen erstrebenswert. Ist in einem Fluss-System der Abfluss durch verschiedene Schwallwellen verändert (z.B. Schwallbetrieb im Fluss und in Zubringern), sollte ein Überlagern der Schwallwellen unbedingt vermieden werden, um die dadurch entstehende künstliche Hochwassersituation zu entschärfen. Hierzu ist eine zeitliche Koordination der betroffenen Kraftwerke notwendig (IRKA 2004). Eine zusätzliche Dämpfung der Schwall-Sunkamplituden und -frequenzen durch eine abgestimmte Betriebsweise der einzelnen Speicher kann grundsätzlich die positiven Effekte für die Fischfauna noch verstärken.

100 MIRR-Projekt

Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Schwallbetrieb dient vornehmlich der Erzeugung von Spitzenstrom. Sind mehrere Kraftwerksbetreiber an einer Flussstrecke von der Maßnahme betroffen, sollte die Nutzung bei Spitzenstrombedarf klar geregelt werden, was in der Realität freilich derzeit noch schwierig erscheint – aus ökonomischen wie auch betriebstechnischen Gründen. Auswirkungen auf die Fischfauna durch Verminderung von Schwall-Sunkerscheinungen (Maßnahmen H 02 –H 06): Die Auswirkungen auf die Fischfauna lassen sich durch das äußert komplexe Zusammenwirken vieler Faktoren und zufolge Fehlens detaillierter fischökologischer Untersuchung zu diesem Thema nur schwer prognostizieren. Die Empfehlungen für die einzelnen Maßnahmen lassen sich daher nach dem jetzigen Wissensstand nicht generalisieren und müssen individuell für jedes Gewässer erarbeitet werden.

8.3.3 Geschiebemanagement

In Österreich weisen viele Flussstrecken gestörte Feststoffverhältnisse bzw. Geschiebedefizit in Mittel- und Unterläufen auf. Dies ist auf eine Vielzahl menschlicher Eingriffsformen zurückzuführen. Regulierungsmaßnahmen und Laufverkürzungen führen zur Erhöhung der Fließgeschwindigkeit und dadurch zur Sohlerosion. Parallel zur Erhöhung der Transportkapazität nimmt aber auch das nachgelieferte Geschiebevolumen häufig ab, was auf Rückhaltemaßnahmen im Einzugsbiet (z.B. Geschiebesperren), Kontinuumsunterbrechungen oder auch Schotterentnahmen zurückzuführen ist.

8.3.3.1 Aktive Zuführung von Geschiebe

Maßnahme H 07: Geschiebedotation im Gewässerabschnitt Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Stabilisierung sowie Aufhöhung der

Sohllage des Gewässerbettes • Förderung dynamischer Prozesse im

Flussbett • Verbesserung der lateralen Vernetzung • Erhöhung der Habitatvariabilität

Eine Möglichkeit Geschiebemangel zu beheben, besteht darin, dem Fließgewässer aktiv Geschiebe zuzuführen. Speziell für Fließgewässer, die eine starke Sohlerosion und Eintiefung aufweisen und/oder deren natürlicher Geschiebenachschub durch Kontinuumsunterbrechungen verhindert wird, bietet die Maßnahme eine Möglichkeit, diesem negativen Trend entgegenzuwirken. Die Dimensionierung der Kornzugabe (Größe des Einzelkorns, Gesamtvolumen) orientiert sich an den Strömungs- und Substratverhältnissen vor Ort und am gewünschten Ergebnis (z. B. hinsichtlich sofortige Ablagerung, Weitertransport, Deckschichtbildung).

MIRR-Projekt 101

Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Die Geschiebedotation stellt einen Eingriff in den Stoffkreislauf eines Fließgewässers dar und sollte daher nur dort umgesetzt werden, wo dieser nachhaltig unterbrochen ist und die Wiederherstellung eines natürlichen Geschiebetransports nicht durchführbar ist. Das Zugabematerial kann entweder oberhalb von Staustufen ausgebaggert, oder, falls bestimmte Korngrößen zur Erreichung des Restaurationszieles von Nöten sind, zugekauft werden. Die Zugabe kann bei größeren Fließgewässern, wie z.B. im Fall der Donau östlich von Wien geplant, durch Klappschüttung mittels eigener Schiffe erfolgen (DonauConsult Zottl & Erber 2003). Fallbeispiele in Österreich Maßnahme Granulometrische Sohlstabilisierung Fluss Donau Abschnitt östlich von Wien Dimension ca. 40.000 m³/Jahr Quelle Flussbauliches Gesamtprojekt Donau

östl. von Wien (Reckendorfer et al. 2005; DonauConsult Zottl & Erber, 2003) (http://www.donau.bmvit.gv.at/projekt/massnahmen/granulometrische_sohlstabilisierung/)

Details Ausbringung eines flächigen Grobkiesbelags (Zugabematerial ca. 40/70 mm) in den der Erosion ausgesetzten Bereichen Belagstärke (im Mittel 25 cm) und die genaue Körnung (Sieblinie) sind das Ergebnis einer Optimierungsaufgabe, wobei nautische und ökologische Vorgaben zu berücksichtigen sind Kompensation der verbleibenden, stark gedämpften Eintiefungstendenz im Zuge der flussbaulichen Instandhaltung mit ökonomisch und ökologisch vertretbaren Geschiebezugaben (ca. 40.000 m³/a)

8.3.3.2 Öffnung von Geschiebequellen Eine Möglichkeit, die - im Vergleich zur aktiven Geschiebedotation - natürliche Prozesse und einen funktionierenden Stoffkreislauf nachhaltig fördert, ist das Öffnen von Geschiebequellen im Einzugsgebiet.

Maßnahme H 08: Öffnen von Uferzonen und Bereichen in der Auenzone Beschreibung der Maßnahme Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme

• Förderung dynamischer Prozesse im aquatisch/terrestrischen Übergangsbereich

• Erhöhung der Habitatvariabilität • Verbesserung der lateralen

Vernetzung

Natürliche Geschiebequellen, die aufgrund durchgehender Längsbauwerke häufig funktionslos bleiben sind Uferzonen. Durch das großzügiges Entfernen der Längsbauwerke kann Seitenerosion initiiert und Geschiebe mobilisiert werden.

102 MIRR-Projekt

Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Die Entfernung von Ufersicherungen ist notwendig, um Seitenerosion zu initiieren. Diese Maßnahme setzt den Besitz bzw. Erwerb der angrenzenden Flächen voraus, welche als Geschiebequellen wieder aktiviert werden. Die Wirkung dieser Maßnahme ist allerdings begrenzt; ein ev. bestehendes Geschiebedefizit im Einzugsgebiet lässt sich damit nur teilweise bzw. auf Zeit kompensieren. Fallbeispiel in Österreich Maßnahmen Aufweitungsbereich mit dynamischer

Uferzone Fluss Drau Abschnitt Dellach Dimension 100 m Quelle LIFE Projekt Auenverbund Obere Drau

(Pichler 2004) Details: Rechtsufrige Aufweitung Entfernung der Ufersicherung auf ca. 100 m Ankauf einer angrenzenden Ackerfläche Dynamische Ufergestaltung durch Seitenerosion

Auswirkungen auf den Fischbestand Da durch diese Maßnahme mittelbar die laterale Vernetzung verbessert und die Ausbildung eines naturnahen Uferbereiches gefördert wird, kann von positiven Wirkungen auf den Fischbestand ausgegangen werden. Das fischökologische Monitoring der relativ kleinflächigen Aufweitung in Dellach an der Drau zeigt eine Verbesserung der fischökologischen Funktionsfähigkeit (Unfer et al. 2004). Die erzielten positiven Effekte können jedoch verbleibende Defizite (Schwalleinfluss, Kontinuumsunterbrechung) nicht kompensieren.

Maßnahme H 9: Öffnen von Geschiebequellen im Einzugsgebiet Beschreibung der Maßnahme Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme

• Erhöhung der Geschiebefracht • Erhöhung der Habitatvariabilität • Verbesserung der lateralen

Vernetzung

Eine weitere Möglichkeit Geschiebedefiziten entgegenzuwirken, besteht im Öffnen von Geschieberückhalteanlagen im Einzugsgebiet (z. B. Geschiebesperren) bzw. durch den Umbau solcher Rückhaltemaßnahmen in Dosierbauwerke (z. B. Schlitzsperren). Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Im besten Fall lassen sich Rückhaltemaßnahmen gänzlich entfernen, sofern der ursprüngliche Schutzzweck der Verbauung nicht länger gewährleitstet werden muss oder die Schutzfunktion durch andere Maßnahmen übernommen werden kann. Ist dies nicht der Fall, kann eine teilweise Öffnung der Geschiebefalle in Betracht gezogen werden.

MIRR-Projekt 103

Fallbeispiele in Österreich Maßnahmen Entfernen von Geschiebesperren Fluss Hornbach (Lech-Zubringer) Abschnitt Sperre Hornbach Dimension Quelle http://www.tiroler-

lech.at/projekte/projekte_wass_c6.htm; (Hesse 2007)

Details: Stufenweiser Abtrag der Geschiebesperre des Hornbaches und dadurch Öffnung einer der wichtigsten Geschiebequellen für den Lech (neben Schwarzwasserbach und Streimbach)

Maßnahmen Öffnen von Geschiebesperren Fluss Schwarzwasserbach (Lech-Zubringer) Abschnitt Sperre im hinteren Talbereich Dimension 100.000m³ Geschiebe Quelle http://www.tiroler-

lech.at/projekte/projekte_wass_c6.htm; (Hesse 2007)

Details: Abtragung der Hauptsperre, weiteres Absenken der Vorsperren (schrittweise Absenkung schon 1983, 1984 und 1989) Durch die Absenkung der Sperren soll dem Lech etwa 100.000m³ zusätzliches Geschiebe/Jahr zugeführt werden. Auswirkungen auf den Fischbestand Das Öffnen von Geschiebequellen wirkt sich indirekt positiv auf die Fischfauna aus, wenn dadurch das Längskontinuum und somit die Möglichkeit für flussaufwärts gerichtete Wanderungen zwischen Hauptsystem und Zubringern ebenso wie eine verstärkte laterale Vernetzung wieder hergestellt wird. Verbesserungen flussab ergeben sich u. U. auch hinsichtlich Reproduktionsmöglichkeiten und Habitatausstattung.

http://www.tiroler-lech.at/projekte/projekte_wass_c6.htm




104 MIRR-Projekt

8.3.4 Stauraummanagement-/Spülung

8.3.4.1 Spülmanagement

Maßnahme H 10: Berücksichtigung ökologischer Parameter bei Stauraumspülungen Stauräume stellen nicht nur für die aquatische Fauna eine Migrationsbarriere dar, sondern unterbrechen bzw. unterbinden auch den Geschiebetransport in einem Fließgewässer. Durch die Verringerung der Fließgeschwindigkeit kommt es zur Ablagerung von Sedimenten im Stauraum, wodurch die Wasserspeicherfunktion vermindert wird. Daher besteht sowohl aus betriebstechnisch, ökonomischer sowie auch aus gewässerökologischer Sicht Handlungsbedarf. Für die Aufrechterhaltung des Kraftwerksbetriebs müssen Stauraumspülungen durchgeführt werden, die häufig mit dramatischen Folgen für die Biozönose im Unterwasser verbunden sind. Bei der Planung von Stauraumspülungen und Managementmaßnahmen müssen daher ökologische Belange berücksichtigt werden. Beschreibung der Maßnahme Wesentliche Kriterien für die Anforderungen an ein mehrjähriges Spülmanagement aus gewässerökologischer Sicht sind neben dem Abfluss und der Menge der zu spülenden Feinsedimente vor allem der Zeitpunkt der letzten Spülung sowie die Jahreszeit der Spülung.

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • nachhaltiges Feststoffmanagement für

Stauhaltungen • Optimierung des Spülintervalls • nachhaltiges Aufkommen der

gewässertypischen Fischfauna flussab • Eliminierung der

Kolmationserscheinungen

Im ersten Jahr nach einer erfolgten Spülung haben ökologische Aspekte Priorität. In den nachfolgenden Jahren vermindert sich diese Priorität sukzessive unter der Annahme ungestörter, erfolgreicher natürlicher Reproduktion der Fischzönosen. Betriebswirtschaftlicher Erfordernisse stehen dann im Vordergrund. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Grundsätzlich sollte eine Stauraumspülung möglichst während eines natürlichen Hochwassers durchgeführt werden. Der Zeitpunkt der Spülung soll grundsätzlich nicht in die sensible Laich- und Brutzeit der Fische fallen. Um Organismen die Möglichkeit zu geben, sich an die Situation anzupassen, ist auf einen langsamen An- und Abstieg des Sedimentabtrages zu achten. Während des gesamten Spülungsvorganges sollte die Konzentration von Schweb- und Schadstoffen möglichst gering sein und eine ausreichende Sauerstoffversorgung gewährleistet werden (Eberstaller et al. 2007b).

MIRR-Projekt 105

Maßnahmen Stauraummanagement Fluss Mur Abschnitt Bodendorf Dimension - Quelle Interreg IIIB Projekt „ALPRESERV“

Eberstaller et al. 2007a Details mehrjähriges Spülmanagement Anpassung an wasserwirtschaftliche und ökologische Parameter (wie z. B. Mindestabfluss, Ausmaß des Geschiebetransports, Zeitpunkt der letzten Spülung, Jahreszeit der Spülung)

Auswirkungen auf die Fischfauna Stauraumspülungen beeinträchtigen vor allem Jungfischbestände erheblich. Daher ist es wichtig, im Jahr nach erfolgter Spülung keine weiteren Spülungen, besonders im sensiblen Zeitraum der Laichzeit und frühen Brutstadien durchzuführen, um eine Erholung des Fischbestandes zu ermöglichen (Eberstaller et al. 2007a).

106 MIRR-Projekt

8.3.5 Temperaturregime-Management

8.3.5.1 Änderung der Wasserentnahme aus Speicherstauen

Maßnahme H 11: Anpassung der Wasserentnahme an das natürliche Wassertemperaturregime Beschreibung der Maßnahme Die Errichtung von Speicherkraftwerken resultiert im Staubereich in einer Änderung der abiotischen aber auch biotischen Parameter und damit der Biozönosen. Ein Charakteristikum großer Speicherstaue ist u. a. die Entwicklung einer Temperaturschichtung. Analog zur Schichtung von Seen, entsteht eine relativ warme Oberflächenschicht, eine Sprungschicht und eine deutlich kältere Tiefenschicht.

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Reduzierung der Schwankung der

Wassertemperatur • Anpassung der Temperatur des

Dotationswassers an natürliche Verhältnisse

Für die aquatische Biozönose unterhalb des Kraftwerks ist die Temperatur des abgegeben Dotationswassers entscheidend. Flussab der Kampkraftwerke beispielsweise führt die Abarbeitung des hypolimnischen Kaltwassers zu einer deutlichen Verschiebung der Fischfauna des Epipotamals zum Hyporhtithral. Maßnahmen sind daher denkbar, bisher bei Speichern jedoch kaum umgesetzt.

8.4 Longitudinales Kontinuum Details zu den einzelnen Maßnahmenbeispielen finden sich im MIRR-Kontinuums-Leitfaden (AP 05 – Schwerpunkt Kontinuum – „Ein strategischer Leitfaden zur Wiederherstellung der Durchgängigkeit von Fließgewässern für die Fischfauna in Österreich“; Zitek et al. 2007).

8.4.1 Durchgängigmachung des Längsverlaufes Ein passierbarer Längsverlauf gilt als Schlüsselfaktor für langfristig stabile, sich selbst erhaltende Fischpopulationen. Kontinuumsunterbrechungen versperren nicht nur den Zugang zu potentiellen Laichhabitaten, sie können auch zur genetischen Isolation von Populationen führen. Die Wiederherstellung des Längsverlaufs besitzt daher bei Restaurationsmaßnahmen grundsätzlich hohe Priorität.

8.4.1.1 Entfernung von Migrationshindernissen

Maßnahme K 01: Entfernung von Querwerken Ein detailliertes Fallbeispiel dazu ist im Kapitel 8.2.3 Eliminierung des Staueinflusses angeführt.

MIRR-Projekt 107

8.4.1.2 Umbau von Migrationshindernissen

Maßnahme K 02: Umbau von Querwerken in eine aufgelöste Sohlrampe Beschreibung der Maßnahme


Aufgelöste Rampen sind Bauwerke, die sich über die gesamte Flussbreite erstrecken und über die zumeist ein Großteil des Abflusses abgeführt wird.

• Wiederherstellung des Längskontinuums

Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Voraussetzung zum Bau von Rampen ist zumeist, dass an der Kontinuumsunterbrechung keine Kraftwerksnutzung besteht. In diesem Fall ist dieser Bautyp für das Rhithral als optimale Lösung anzusehen. Die Rampe sollte ein der Fischregion entsprechendes Gefälle aufweisen und möglichst rau ausgebildet sein bzw. durchgehende Wanderung für Fische, v. a. hinsichtlich entsprechender Fließgeschwindigkeitsbedingungen, ermöglichen. Fallbeispiel in Österreich Maßnahme Aufgelöste Sohlrampen Fluss Lafnitz Abschnitt Mönichwald Dimension - Quelle LIFE Natur Projekt „Lafnitz –

Lebensraumvernetzung an einem alpin – pannonischen Fluss (http://www.lafnitztal.at/lifeprojekt/index.html)

Details Auflösen von drei für Fische unpassierbaren. Sohlschwellen Einbau von Einzelblöcken zur Sohlsicherung und Strukturierung

8.4.1.3 Bau von Fischaufstiegshilfen

Maßnahme K 03: Naturnahe Fischaufstiegshilfen Beschreibung der Maßnahme Umgehungsarm/Umgebungsbach, Raugerinne oder der naturnahe Beckenpass sind die Haupttypen der naturnahen Fischaufstiegshilfen.


• Wiederherstellung des Längskontinuums Ein Umgehungsarm entspricht in seiner Ausformung weitgehend dem natürlichen Fluss, der in einem neuen Bett das Querbauwerk mit nahezu vollständiger natürlicher Wasserführung umgeht. Dieser Typ kann nur bei einem Querbauwerk ohne intensive Wasserkraftnutzung errichtet

108 MIRR-Projekt

werden und stellt sowohl die Flussauf- als auch die Flussabwärtswanderung in bestmöglicher Weise sicher. Raugerinne sollten als Rampenkörper mit beckenartiger Struktur und fixierter rauer Sohle ausgeführt sein bzw. durchgehende Wanderrouten für Fische mit entsprechenden Fließgeschwindigkeits- und Turbulenzbedingungen aufweisen. Kann aufgrund von Platzgründen oder eingeschränkter Wasserverfügbarkeit weder ein Umgehungsbach, eine Rampe oder ein Raugerinne, noch ein Raugerinne-Beckenpass angelegt werden, sollte die Anlage eines naturnahen Beckenpasses überlegt werden. Für die Anlage eines naturnahen Beckenpass müssen jedoch zumindest entsprechendes Wasser- und Platzangebot vorhanden sein. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Ein Umgehungsgerinne stellt vor allem dort eine optimale Lösung dar wo relativ viel Wasser und Platz zur Überwindung des Höhenunterschiedes, zur Verfügung steht und das Gefälle eher gering ist. Generell soll der Umgehungsbach als naturnahes Gerinne ausgestaltet und das Gefälle dem Gewässertyp angepasst sein. Fallbeispiele in Österreich Maßnahme Naturnaher Umgehungsbach Fluss Thaya Abschnitt Herrschaftswehr Raabs/Thaya Dimension - Quelle Zitek & Schreyer (2005) Details Dotation: bei NQ gesamter Abfluss, bei MQ 250-300 l/s, bei HQ1 400-500 l/s (MQ 7,16 m3/s) Überwundene Höhe: 1 m Sohle: Schotter

Maßnahme Raugerinne Fluss Melk Abschnitt Melk Dimension - Quelle Zitek et al. (2004b) Details Dotation: 500-1200 l/s (MQ 3 m3/s) Überwundene Höhe: 3,4 m Sohle: Grobblöcke

MIRR-Projekt 109

Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Wiederherstellung des

Längskontinuums

Naturnaher Beckenpass Fluss Piesting/Mühlbach Abschnitt FAH Gutenstein/Piesting Dimension - Quelle Eberstaller & Kaminitschek (2001) Details Dotation: 75 l/s (MQ 0,73 m3/s) Überwundene Höhe: 1,65 m Beckenanzahl: 8 Sohle: Schotter

Maßnahme K4 : Technische Fischaufstiegshilfen

Beschreibung der Maßnahme Zu den Haupttypen der technischen Fischaufstiegshilfen zählen der technische Beckenpass, der Schlitzpass sowie der Borstenpass. Der Schlitzpass ist eine Weiterentwicklung des technischen Beckenpasses und diesem vorzuziehen. Dieser Fischwanderhilfen-Typ wird zumeist bei relativ geringem Wasser- und Platzangebot eingesetzt. Kennzeichnend sind ein oder zwei senkrechte schlitzförmige Öffnungen je Becken, welche über die gesamte Höhe der Beckenwände reichen. Der Borstenpass wurde erst vor einigen Jahren entwickelt (Hassinger 2002). Intention dieser neuen technischen Fischwanderhilfe war es, neben der Fischpassierbarkeit auch eine Konstruktion für die Durchgängigkeit von Sportbooten (Kanu, Paddelboote, etc.) zu schaffen (Kaufmann 2007). Besenartige Borstenreihen sind dabei versetzt in einem Gerinne angeordnet, die Sohle zumeist mit Substrat belegt. Dabei sind nicht nur Betonrinnen, sondern auch Raugerinne mit Borstenausstattung im Einsatz. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Der große Vorteil des Schlitzpasses gegenüber anderen Bauweisen besteht darin, dass dieser Bautyp in fast jedem Fall anpassbar ist und besonders dann Vorteile bietet, wenn mit keinem anderen Bauwerk (v. a. aus Platzmangel) eine optimale Lage des Einstiegsbereiches erreicht werden kann.

110 MIRR-Projekt

Fallbeispiel in Österreich Maßnahme Schlitzpass Fluss Steyr Abschnitt FAH Steinbach Dimension Quelle Zauner & Ratschan (2004) Details Dotation: 160 l/s (MQ 26 m3/s) Überwundene Höhe: 2,76 m Beckenanzahl: 21 Sohle: grobes Substrat

8.5 Einzugsgebiet

8.5.1 Wasserrückhalt Der naturräumlichen Beschaffenheit des Einzugsgebietes kommt eine wichtige Rolle im Wasserkreislauf zu. Die Abflussganglinie wird maßgeblich von der Oberflächenrauigkeit und der Wasserspeicherkapazität des Einzugsgebietes mitbestimmt. Änderungen dieser Eigenschaften (z.B. durch Flächenversiegelung, Drainagen, Rodung, Änderung der Landnutzung etc.) zeigen daher einen deutlichen Einfluss auf das Abflussverhalten und führen meist zur Verschärfung der Hochwassersituation. Die Verbesserung des Wasserrückhalts im Einzuggebiet bringt daher sowohl für die Gewässerökologie als auch für den Hochwasserschutz Vorteile mit sich. Die Erhöhung des Wasserrückhaltes kann beispielsweise spezifisch durch die Änderung der Landnutzung im Einzugsgebiet und die Deaktivierung von Drainagen und damit einhergehender Entwicklung von Feuchtlebensräumen (siehe E 01 und 02) erfolgen. Ebenso wird dieser Effekt durch verschiedene andere Maßnahmen gefördert, wie sie bereits unter der Kategorie „ Wiederherstellung der lateralen Konnektivität / Restauration des Auensystems beschrieben wurden (siehe Kap. 8.2.2)

8.5.1.1 Erhöhung des Wasserrückhaltes im Einzugsgebiet Der Rückhalt von Wasser im Einzugsgebiet lässt sich am effektivsten durch eine Kombination verschiedener Maßnahmen erreichen. Ein wichtiger Faktor hinsichtlich des Wasserrückhaltes ist aber auch der Anteil an versiegelten Flächen im Einzugsgebiet. Beträgt der Flächenanteil von Straßen und anderen versiegelten Flächen mehr als 10%, sind hydrologische Veränderungen und folglich negative Auswirkungen auf die aquatische Biozönose zu erwarten (Roni et al. 2005).

MIRR-Projekt 111

Maßnahme E 01: Verbesserung der Retention durch Änderung der Landnutzung im Einzugsgebiet Unter dieser Maßnahme sind bestimmte Formen der Flächenbewirtschaftung (im Bereich der Land- und Forstwirtschaft sowie im Siedlungs- und Verkehrsbereich) in Hinblick auf einen vorbeugenden Wasserrückhalt subsumiert. Darüber hinaus sollen, wo immer möglich, ehemals vorhandene Überflutungsgebiete wieder in das Abflussgeschehen einbezogen werden. Dem hydroökologischen Gesichtspunkt eines zeitlich verzögerten und in der Intensität verminderten Wasserabflusses aus dem Wald und eines möglichst hohen Retentionsvermögens für Wasser wird im besonderen Maße durch einen Waldbau mit ökologisch stabilen, naturnahen Waldgesellschaften und mit kontinuierlicher Bodenbedeckung Rechnung getragen (Schüler 2004 – Interreg IIIb Programm – Water Retention by Landuse).

Maßnahme E 02: Entwicklung von Feuchtlebensräumen durch Deaktivierung von Drainagen Natürliche Wasserspeicher wie Feuchtwiesen, Moore etc. können im Einzugsgebiet zum Beispiel durch Entfernung von Drainagen reaktiviert werden. Feuchtbiotope sind darüber hinaus stark gefährdete Landschaftselemente, die von der Umsetzung solcher Maßnahme maßgeblich profitieren können.

8.5.2 Landnutzung

8.5.2.1 Änderung der Landbewirtschaftung

Maßnahme E 03: Umstellung der Landnutzung auf gewässerverträgliche Nutzungen Beschreibung der Maßnahme

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Extensivierung der Landnutzung • Bereitstellung von Flächen zur

dynamischen Flussentwicklung • Schaffung von Pionierflächen • Verbesserung des Wasserrückhaltes • Ermöglichung der lateralen

Vernetzung

Die Umstellung der Landnutzung auf gewässerverträgliche Nutzungen kann durch mehrere Maßnahmen oder –kombinationen erreicht werden. Maßnahmen des passiven Hochwasserschutzes sowie eine Überführung der Flächen in das öffentliche Wassergut schaffen neue Retentionsräume. Weiters wirkt sich das ÖPUL-Programm ("Österreichische Programm für die Entwicklung des ländlichen Raumes) direkt und indirekt auf den Gewässerschutz aus und ist daher auch für die Gewässerrestauration relevant. Ab 2007 beginnt die Fortführung des ÖPUL-Programmes mit einer Laufzeit von 2007 bis 2013. Dabei wird bespielsweise die Maßnahme "WF – Erhaltung und Entwicklung naturschutzfachlich wertvoller und gewässerschutzfachlich bedeutsamer Flächen" gefördert. Voraussetzungen - Umsetzung - Mögliche Probleme Der Ankauf von Flächen im Auenniveau vermag den Konflikt zwischen Landwirtschaft und dynamischer Flussentwicklung zu entschärfen. Allerdings gestaltet sich der Ankauf von Grundflächen oft sehr schwierig und organisatorisch zeitaufwändig.

112 MIRR-Projekt

Fallbeispiele in Österreich Maßnahme Wiesenbewirtschaftung Fluss Lafnitz Abschnitt Rohr, Markt Allhau, Deutsch-

Kaltenbrunn Dimension 60 ha, 12 ha, 28ha Quelle LIFE Projekt Lafnitztal

www.lafnitztal.at 18.6.2007 Details: Ankauf von Ackerflächen Bereitstellung von Uferstreifen Wiesenbewirtschaftung (Im Rahmen des „Passiven Hochwasserschutzes“)

Maßnahme Management von

Überschwemmungswiesen Fluss Donau Abschnitt Lobau Dimension ca. 13,6 km Quelle LIFE-Projekt „Gewässervernetzung und

Lebensraum-Management Donauauen“ http://www.donauauen.at/html/frameset.html

Details: langfristige Erhaltung der ökologisch wertvollen Überschwemmungswiesen durch extensive Nutzung Sicherung einer naturverträglichen und funktionsfähigen landwirtschaftlichen Tradition Managementplan mit gestaffelten Mahdzeitpunkten

http://www.lafnitztal.at/

http://www.donauauen.at/html/frameset.html


MIRR-Projekt 113

Gewässerökologische Ziele d. Maßnahme • Bereitstellung von Flächen zur

dynamischen Flussentwicklung • Rückhalt von Nährstoffen und

Schadstoffen durch die Anlage bzw. Verbreiterung von Vegetations-säumen/ Auwäldbeständen (Pufferstreifen zwischen Fluss und agrarischen Bereichen)

• Erhöhung der Habitatqualität im aquatisch-terrestrischen Übergangsbereich

Maßnahme Ablöse von Weiderechten in Auwäldern Fluss Drau Abschnitt Lendorfer Au Dimension 60 ha großes Auwaldgebiet Quelle LIFE-Projekt Auenverbund Obere Drau

(Pichler 2004) Details: Vertragliche Fixierung der Ablöse der Weiderechte Stilllegung der intensiven Weidenutzung

Foto: W. Lazowski Keine Errichtung von neuen Wegen und Abzäunungen Keine weitere Eutrophierung der Augewässer

Maßnahme E 04: Schaffung von Pufferzonen Beschreibung der Maßnahme Durch Ankauf bzw. Initiierung von Uferstreifen lässt sich eine ökologisch wichtige Pufferzone zwischen Fluss und intensiver genutzten Flächen schaffen und sichern. Fallbeispiel in Österreich Maßnahme Ankauf von Uferstreifen Fluss Pielach Abschnitt Neubacher Au Dimension 24 ha Quelle LIFE Projekt Huchen Pielach

www.life-huchen.at 18.6.2007 Details Ankauf von 24 ha Grund Zusammenlegung mit bestehenden Flächen im öffentlichen Wassergut Umwandlung in ein Naturschutzgebiet (28 ha)


http://www.life-huchen.at/

114 MIRR-Projekt

9 Einbindung externer Experten (Arbeitspaket 8) Praxistauglichkeit und Akzeptanz des Restaurationsinstruments hängen wesentlich von der umfassenden Einbindung externer Experten und möglicher Anwender bei der Methodenentwicklung ab. Zu diesem Zweck wurden in mehreren Phasen und auf unterschiedlichen Ebenen externe Experten ins Projekt eingebunden. Wesentliche Instrumente dafür waren der Projektbeirat sowie Expertenworkshops. Zudem ergab sich im Zuge der Datenrecherche Zusammenarbeit mit einer Reihe von Institutionen.

9.1 Projektbeirat Zu Beginn des Projektes wurde ein Projektbeirat gegründet, der sich aus Vertretern der Auftraggeber sowie dem BAW Scharfling als nationale Fischereifachstelle zusammensetzte. Aufgabe des Beirates war die regelmäßige Überprüfung der Erfüllung der Projektziele sowie Genehmigung wesentlicher Projektänderungen aufgrund sich im Projekt ergebender neuer Erkenntnisse. Der jeweilige Projektstand wurde anhand regelmäßiger Zwischenberichte dem Beirat zur Kenntnis gebracht.

9.2 Expertenworkshops

Bei den Expertenworkshops wirkten Vertreter der Landesämter (Gewässerökologie, Flussbau, Wasserwirtschaftliche Planung, Wildbach- und Lawinenverbauung, etc.), Vertreter von Nutzern (Elektrizitäswirtschaft) und der Fischerei (Landesfischereiverband Niederösterreich, Kuratorium für Fischerei), andere Universitätsinstitute, das Umweltbundesamt sowie einige private Büros mit. Insgesamt fanden 3 Expertenworkshops statt. Der 1. Expertenworkshop zu Beginn des Projektes (Feber 2007, BMLFUW, Wien) diente der Vorstellung der Projektziele sowie der vorläufigen Ergebnisse der Datenrecherche. Wesentlicher Input seitens der externen Experten kam bei der Spezifizierung der Belastungskriterien sowie bei der Datenbeschaffung. Beim 2-tägigen fachspezifischen Workshop zum Thema Kontinuum (November 2006, BAW, Scharfling) wurden wesentliche Bausteine des Kontinuumsleitfaden erarbeitet. Im 3. Workshop gegen Ende des Projektes (Mai 2007, Wassercluster Lunz) wurden die vorläufigen Ergebnisse der Modellierung und des entwickelten Instruments sowie des Kontinuumsleitfadens präsentiert und diskutiert. Die Ergebnisse dieses Workshops flossen dann in die Erstellung vorliegenden Berichtes ein.

9.3 Zusammenarbeit mit anderen Organisationen Mit folgenden Organisationen ergaben sich im Rahmen des Projektes Zusammenarbeiten: Umweltbundesamt - UBA (Ist-Bestandsdaten), Landesregierungen von NÖ, OÖ, S, V, ST, K (Belastungsdaten als auch Fischdaten), Bundesamt für Wasserwirtschaft - BAW Scharfling (Fischdaten), Land- und Forstwirtschaftliches Rechenzentrum – LFRZ (Umweltdaten), Umweltbüro Klagenfurt (Bereitstellung von River Smart), Energieversorgung Niederösterreich - EVN (Kraftwerksdaten), Landesfischereiverband Niederösterreich (Fischartenkartierung), Eberstaller-Zauner-Büro - ezb (Daten, Mitarbeit Kontinuumsleitfaden), Büro Freiwasser (Mitarbeit Kontinuumsleitfaden), Büro IFES-Woschitz (Fischdaten), Büro Gumpinger (Fischdaten). An dieser Stelle sei all diesen Organisationen bzw. den Kontaktpersonen nochmals herzlich für die gute Zusammenarbeit gedankt.

9.4 Zusätzliche Studie im Rahmen des MIRR-Projekts Zusätzlich wurden im Rahmen des MIRR Projektes „Vorschläge zur Abgrenzung des potentiellen Fischlebensraumes in alpinen Fließgewässern“ erarbeitet (Schinegger et al. 2005): Download unter: www.wasser.lebensministerium.at/filemanager/download/14530/.

MIRR-Projekt 115

10 Literatur

Becker, A., Rey, P. Willi, G. (2003). Großversuch Totholz - Endbericht zu den Untersuchungen der Jahre 1999-2001. IKRA. p66.

Breiman, L., Freidman, J. H., Olshen, R. A. & Stone C. J. (1984): Classification and Regression Trees. Wadsworth.

Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft (BUWAL; Hrsg. 2003): Gewässerökologische Auswirkungen des Schwallbetriebes - Ergebnisse einer Literaturstudie. Mitteilungen zur Fischerei Nr. 75. Bern. p112.

Bundeswasserbauverwaltung (Hrsg.; 2005): Schutzwasserwirtschaft an der Lafnitz. Ein europäischer Musterfluss. Informationsbroschüre. p15.

Cowx, I.G. & Welcomme, R.L. (1998): Rehabilitation of rivers for fish. FAO. Oxford.

Crook, D.A., Robertson A.I. (1999): Relationships between riverine fish and woody debris: implications for lowland rivers. Marine and Freshwater Research 50(8): 941-953.

DonauConsult Zottl & Erber (2003). Alternativen Sohlstabilisierung, Zusammenfassende Darstellung, UVE, Flussbauliches Gesamtprojekt, Vorabzug. Wien, WSD, I. A. von BM f. Verkehr, Innovation und Technologie. p52.

Eberstaller J., Pinka, P., Jungwirth, M., Unfer, G., Wiesner, C. & Renner, R. (2007b): Gewässerökologische Aspekte des Feststoffmanagements am Beispiel KW Bodendorf/Mur. ÖWAV.

Eberstaller, J. & Kaminitschek, A. (2001): Untersuchung der Passierbarkeit an 7 ausgewählten FAH´s an der Piesting und Schwarza - Studie im Auftrag der Österreichischen Fischereigesellschaft. Wien. Insitut für Hydrobiologie und Gewässermanagement. p61.

Eberstaller, J., Pinka, P., Knoblauch, H., Badura, H., Schneider J., Unfer, G., Wiesner, C. & Jungwirth, M. (2007a): Nachhaltiges, interdisziplinäres Feststoffmanagement an Stauräumen am Beispiel der Oberen Mur.

FAME Consortium (2005): Manual for the application of the European Fish Index – EFI. A fish-based method to assess the ecological status of European rivers in support of the water framework directive. Version 1.1, January 2005.

Fleischanderl, D. (2002): Monitoring flussbaulicher Maßnahmen an der Sulm. Flussmorphologisches und fischökologisches Leitbild sowie Maßnahmenbewertung auf Basis der Jungfischeinnischung. Diplomarbeit. Universität f. Bodenkultur. p165.

Gesson, H. (2004). Grundwasser in Vorarlberg - Bericht 2003. Bregenz, Landeswasserbauamt Bregenz. p82.

Gunderson, L. H. & C. S. Holling (2002): Panarchy: Understanding Transformations in Systems of Humans and Nature: Understanding Transformations in Human and Natural Systems, Island Press, p508.

Habersack, H. & Hauer, C. (2006): Feststofftransport bei renaturierten Gewässerabschnitten am Beispiel der Sulm. ÖWAV-Kurs "Naturnaher Wasserbau - Leitbild, Umsetzung, Monitoring", 23.-24.10.2006, Admont (Stmk.).

Haidvogl, G., Weiss, M., Schmutz, S. & Jungwirth, M. (in praep): WRRL-konforme Beurteilung von Laufstauen anhand der Fischfauna.

Hassinger, R. (2002): „Der Borstenfischpass – Fischaufstieg und Bootsabfahrt in einer Rinne“; Wasserwirtschaft, H. 4-5/2002, S. 38ff.

Haunschmid, R., Vernier, R. & Lindner, R. (2004): ATFIBASE - Entwicklung und Etablierung eines GIS unterstützten Systems zur Erfassung und Analyse fischökologischer Zustandsparameter. AGIT 2004 - Symposium und Fachmesse für Angewandte GeoInformatik, Salzburg, 7. - 9. Juli 2004.

116 MIRR-Projekt

Haunschmid, R., Wolfram, G., Spindler, T., Honsig-Erlenburg, W., Wimmer, R., Jagsch, A., Kainz, E., Hehenwarter, K., Wagner, B., Konecny, R., Riedmüller, R., Ibel, G., Sasano, B. & Schotzko, N. (2006): Erstellung einer fischbasierenden Typologie Österreichischer Fließgewässer sowie einer Bewertungsmethode des fischökologischen Zustandes gemäß EU-Wasserrahmenrichtlinie. Schriftenreihe des BAW Band 23,Wien.

Hesse, A. (2007): Gewässersystem Tiroler Lech: Evaluierung flussbaulich-ökologischer Maßnahmen in Hinblick auf die aquatisch-terrestrischen Lebensräume. Diplomarbeit. Universität für Bodenkultur. 159 pp.

Hughes, R.M. & Oberdorff, T. (1999): Applications of IBI concepts and Metrik to waters outside the United States and Canada. In: T.P. Simon (ed.) Assessing the Sustainability and Biological Integrity of Water Resources Using Fish Communities. Boca Raton, FL: Lewis Press, pp. 79–83.

Internationale Regierungskommission Alpenrhein (IRKA; Hrsg.; 2004): Schwallreduktion bzw. Hochwasserspitzenminderung im Alpenrhein. Mögliche Maßnahmen und deren Auswirkungen. Projektgruppe Energie. p 105.

Jungwirth, M. & Waidbacher H. (1989): "Fischökologische Zielsetzungen bei Fließgewässer-revitalisierungen." Wiener Mitteilungen 88: 105-119.

Jungwirth, M., Haidvogl, G., Hohensinner, S., Küblbäck, G., Schmalfuß, R., Eberstaller, J. & Pinka, P. (2005a): Machbarkeitsstudie "Rückbau Traisenunterlauf und Traisenmündung". Endbericht, Auftraggeber: Amt der Niederösterreichischen Landesregierung, St. Pölten; BM für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Wien; Forstverwaltung Schloss Grafenegg, Haitzendorf; Augustiner-Chorherrenstift-Herzogenburg; Agrargemeinschaft Lehenteil, Traismauer.

Jungwirth, M., Haidvogl, G., Hohensinner, S., Muhar, S., Schmutz, S., Waidbacher, H. (2005b): Leitbild-specific measures fort he rehabilitation of the heavily modified Austrian Danube River. Large Rivers Vol.15. Ach. Hydrobiol. Suppl. 155/1-4, 17-36.

Jungwirth, M., Moog, O., Schmutz, S., Grasser, U., Parasiewicz, P. & Parthl, G. (1998): Limnologische Gesamtbeurteilung des Kraftwerks Alberschwende. Synthesis. I. A. d. Vorarlberger Kraftwerke AG. p25.

Kaufmann, T. (2007): Prototyp Borstenfischpass - Endbericht im Auftrag der NÖL, Gruppe Wasser. Wien. Freiwasser. 25.

Meile, T., Fette, M. & Baumann, P. (2005): Synthesebericht Schwall/Sunk. Publikation des Rhone-Thur Projektes. p48.

Muhar, S., Poppe, M., Egger, G., Schmutz, S. & Melcher, A. (2004): Flusslandschaften Österreichs. Ausweisung von Flusslandschafttypen anhand des Naturraums, der Fischfauna und der Auenvegetation. Reihe Forschungsprogramm Kulturlandschaft Bundesministerium f. Bildung, Wissenschaft und Kultur, Wien, p179.

Mühlmann, H., Eberstaller, J. & Koller-Kreimel, V. (in praep): Beitrag zum Maßnahmenkatalog gemäß §55e Abs. 3, WRG, Bereich Hydromorphologie, Modul 1.

Nationalpark Donau-Auen GmbH (2004): Gewässervernetzung und Lebensraummanagement Donauauen. LIFE Natur Projekt. Technischer Bericht. p62.

Noble, R.A.A., Cowx, I.G., Goffaux, D. & Kestemont, P. (2007): Assessing the health of European rivers using functional ecological guilds of fish communities: standardising species classification and approaches to metric selection. Fisheries Management and Ecology.

Oberdorff, T., Pont, D., Hugueny, B. & Chessel, D. (2001): A probabilistic model characterizing fish assemblages of French rivers: a framework for environmental assessment. Freshwater Biology 46, 399–415.

ÖWAV (2006): Fließgewässer erhalten und entwickeln. Praxisfibel zur Pflege und Instandhaltung. Lebensministerium. p220.

Paulon, M. & Peter, A. (1997): Wie wirken sich Buhnen als Strukturelemente auf das Vorkommen von Fischen aus? Jahresbericht EAWAG. Dübendorf. 33-34.

Pichler, F. (2004): Life-Projekt Auenverbund Obere Drau. Endbericht. Auftraggeber: Bundeswasserbauverwaltung. 135 pp.

MIRR-Projekt 117

Pont, D., Hugueny, B., Beier, U., Goffaux, D., Melcher, A., Noble, R., Rogers, C., Roset, N. & Schmutz, S. (2006): Assessing the biotic integrity of rivers at the continental scale: a European approach using fish assemblages. Journal of Applied Ecology, 43, 70-80.

Reckendorfer, W., Schmalfuss, R., Baumgartner, C., Habersack, H., Hohensinner S., Jungwirth, M. & Schiemer, F. (2005): The integrated river engineering project fort he free-flowing Danube in the Austrian Alluvial Zone National Park: contradictory goals and mutual solutions. Large Rivers Vol. 15, No.1-4, Arch. Hydrobiol. Suppl. 155/1, 613-630.

Ripley, B. (2007). The rpart Package. http://cran.r-project.org/doc/packages/rpart.pdf, July 28, 2007.

Roni, P., Hanson, K., Beechie, T., Pess, G., Pollock, M. & Bartley, D.M. (2005): Watershed Program. Northwest Fisheries Science Center.National Oceanic and Atmospheric Administration.Seattle and Inland Water Resources and Aquaculture Service Fisheries Resources Division. FAO Fisheries Department. Rome.

Sabaton, C., Souchon, Y., Lascaux, J.M., Vandewalle, F., Baran, P., Baril, D., Capra, H., Gouraud V. , Lauters, F., Lim, P., Merle, G. & Paty, G. (2004): The “Guaranteed Flow Working Group”: A French evaluation of microhabitat component of IFIM based on habitat and brown trout population monitoring. Hydroécol. Appl. 14(1):245-270.

Schüler, G. (2004): Wasserrückhalt und Hochwasserschutz durch vorsorgende Waldbewirtschaftung. Forschungsanstalt für Waldökologie und Forstwirtschaft Rheinland-Pfalz.p39.

Schinegger, R., Melcher, A. & Schmutz, S. (2005): Vorschläge zur Abgrenzung des potentiellen Fischlebensraumes in alpinen Fließgewässern. www.wasser.lebensministerium.at/filemanager/download/14530/

Stigler, H., Huber, C., Wulz, C. & Todem, C. (2005): Bewertung potenzieller Auswirkungen der Umsetzung der EU- Wasserrahmenrichtlinie auf die Wasserkraft. Im Auftrag des Verbandes der Elektrizitätsunternehmen Österreichs, der Vereinigung österreichischer Elektrizitätswerke, der Kleinwasserkraft Österreich und des Lebensministeriums. Graz, p39.

Straif, M. & Waidbacher, H. (2003): Fischökologische Verhältnisse im Einflussbereich des Kraftwerkes Freudenau unter besonderer Berücksichtigung unterschiedlicher Habitattypen. In: Dr. Leopold Füreder und Amt der Tiroler Landesregierung: Ökologie und Wasserkraftnutzung, 21. bis 23. November 2002, Innsbruck, 16; Amt der Tiroler Landesregierung, Innsbruck; ISBN 3-902169-03-6.

Unfer, G., Wiesner, C. & Jungwirth, M. (2004): Fischökologisches Monitoring im Rahmen des LIFE-Projekts "Auenverbund Obere Drau". Endbericht; Studie im Auftrag des Amtes der Kärntner Landesregierung Abt. 18 - Wasserwirtschaft, 94 pp..

Ward, J.V., Tockner, K., Edwards, P.J., Kollmann, J., Bretschko, G., Gurnell, A.M., Petss, G.E. & Rossaro, B. (1999): A reference river system for the Alps: the Fiume Tagliamento. Regulated Rivers: Research and Management. 15, 63-75.

Woolsey, S., Weber, C., Gonser, T. Hoehn, E., Hostmann, M., Junker, B., Roulier, C., Schweizer, S., Tiegs, S., Tockner, C. & Peter, A. (2005): Handbuch für die Erfolgskontrolle bei Fließgewässerrevitalisierungen. EAWAG. Kastanienbaum. p112

Wrbka, T., Peterseil, J., Kiss, A., Schmitzberger, I., Plutzar, C., Szerencsits, E., Thurner, B., Schneider, W., Suppan, F., Beissmann, H., Hengsberger, R. & Tutsch, G. (2003): Landschaftsökologische Strukturmerkmale als Indikatoren der Nachhaltigkeit - Endbericht zum Forschungsprojekt SINUS (Spatial INdicators for Land USe Sustainability). Wien. Forschungsprogramm "Kulturlandschaft" - bm:bwk. 298.

Zauner, G. & Ratschan, C.(2004): Untersuchung der Funktionsfähigkeit der Fischaufstiegshilfe am Kraftwerk Steinbach an der Steyr - Studie im Auftrag der Energie AG. Engelhartszell. EZB TB Zauner. p33.

Zauner, G., Pinka, P. & Moog, O. (2001): Pilotstudie Oberes Donautal. Gewässerökologische Evaluierung neu geschaffener Schotterstrukturen im Stauwurzelbereich des Kraftwerkes Aschach. Wien. Im Auftrag der Wasserstraßendirektion. p132.

Zeiringer, B., Unfer, G. & Jungwirth, M. (in praep): Durchführung von gewässerökologischen Untersuchungen im Bereich von Kleinkraftwerken der EVN Naturkraft.

http://cran.r-project.org/doc/packages/rpart.pdf

118 MIRR-Projekt

Zitek, A. & Schreyer, N. (2005): Fischökologisches Monitoring der Fischwanderhilfe an der Herrschaftswehr, Raabs a.d. Thaya - Studie im Auftrag des Amtes der Niederösterreichischen Landesregierung, Gruppe Wasser - Abteilung Wasserwirtschaft. Wien. Institute of Hydrobiology and Aquatic Ecosystem Management, Institut für Hydrobiologie und Gewässermanagement, BOKU - Universität für Bodenkultur.p77.

Zitek, A. (2006): Potential criteria for modelling fish/pressure relationship in running waters. A literature review. http://wasser.lebensministerium.at/article/articleview/44078/1/5659.

Zitek, A., Haidvogl, G., Jungwirth, M., Pavlas, P., Melcher, A. & Schmutz, S. (2007): Ein ökologisch-strategischer Leitfaden zur Wiederherstellung der Durchgängigkeit von Fließgewässern für die Fischfauna von Österreich. p137.

Zitek, A., Schmutz,S. & Jungwirth, M. (2004b): Fischökologisches Monitoring an den Flüssen Pielach, Melk und Mank - im Rahmen des Eu-LIFE Projektes "Lebensraum Huchen" – Endbericht.

Zitek, A., Unfer, G., Wiesner, C., Fleischanderl, D. & Muhar, S. (2004a): Monitoring ökologisch orientierter Hochwasserschutzmaßnahmen an der Sulm/Stmk, Arbeitspaket: Lebensraum & Fischfauna. Studie im Auftrag des Amts der Steiermärkischen Landesregierung, Graz und des BM für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Wien .

MIRR-Projekt Anhang 119

11 Anhang Tabelle11-1: Für das MIRR Projekt überarbeitete Tabelle „Taxa and Guilds“ von den 59 im Untersu-chungsgebiet vorkommenden Arten (native heimisch, alien nicht heimisch; allg.Toleranz TOLE tolerant, INTOL intolerant;

Ernährungshabitat B benthisch, WC in der Wassersäule; Rheophilie RH rheophil, EURY eurytop, LI limnophil; Reproduktion LITH lithophil,

PHYT phytophil; Ernährung OMNI omnivor, INSV insectivor, PISC piscivor; Langlebigkeit LL langlebend, SL kurzlebend; Migration POTAD

potamodrom, LONG lange Distanz, mig wandernd; Körperlänge L groß, S klein; nach Nobel et al 2007) Fischart Donau All.

Toleranz Habitat Ernährung

Habitat Rheophil

Reproduk-tion Ernährung Langle-

bigkeit Migration Körper-länge

Rheophil Reprod.

Lang Mig

Abramis ballerus native WC RH LITH LL L RH_LITH

Abramis brama native TOLE B EURY OMNI LL POTAD L LL_mig

Abramis sapa native B RH LITH LL L RH_LITH

Alburnoides bipunctatus native INTOL WC RH LITH INSV SL S RH_LITH

Alburnus alburnus native TOLE WC EURY OMNI SL S

Anguilla anguilla alien TOLE B EURY LL LONG L LL_mig

Aspius aspius native WC EURY LITH PISC LL POTAD L LL_mig

Barbatula barbatula native TOLE B RH SL S

Barbus barbus native B RH LITH LL POTAD L RH_LITH LL_mig

Blicca bjoerkna native TOLE B EURY OMNI LL L

Carassius auratus alien TOLE B LI PHYT OMNI LL S

Carassius carassius native TOLE B LI PHYT OMNI LL S

Carassius gibelio native TOLE B EURY PHYT OMNI LL S

Chondrostoma nasus native B RH LITH LL POTAD L RH_LITH LL_mig

Cobitis taenia native B RH PHYT SL S

Cottus gobio native INTOL B RH LITH INSV SL S RH_LITH

Ctenopharyngodon idella alien TOLE WC EURY LL L

Cyprinus carpio native TOLE B EURY PHYT OMNI LL L

Esox lucius native WC EURY PHYT PISC LL L

Gasterosteus aculeatus alien TOLE WC EURY OMNI SL S

Gobio albipinnatus native B RH LITH SL S RH_LITH

Gobio gobio native TOLE B RH SL S

Gobio kesslerii native B RH LITH SL S RH_LITH

Gobio uranoscopus native B RH LITH SL S RH_LITH

Gymnocephalus baloni native TOLE B RH SL S

Gymnocephalus cernuus native B EURY S

Gymnocephalus schraetser native B RH LITH S RH_LITH

Hucho hucho native INTOL WC RH LITH PISC LL POTAD L RH_LITH LL_mig

Lampetra planeri native INTOL B RH LITH POTAD S RH_LITH

Lepomis gibbosus alien TOLE WC LI INSV SL S

Leucaspius delineatus native WC LI PHYT OMNI SL S

Leuciscus cephalus native TOLE WC EURY LITH OMNI LL POTAD L LL_mig

Leuciscus idus native WC RH OMNI LL POTAD L LL_mig

Leuciscus leuciscus native WC RH LITH OMNI SL S RH_LITH

Leuciscus souffia native INTOL WC RH LITH SL S RH_LITH

Lota lota native B EURY LITH PISC LL POTAD L LL_mig

Misgurnus fossilis native B LI PHYT S

Oncorhynchus mykiss alien INTOL WC RH LITH INSV L RH_LITH

Perca fluviatilis native TOLE WC EURY SL S

Phoxinus phoxinus native WC RH LITH SL S RH_LITH

Proterorhinus marmoratus native TOLE B EURY SL S

Pseudorasbora parva alien TOLE WC LI OMNI SL S

Rhodeus sericeus native INTOL WC LI SL S

Rutilus pigus native B RH LL L

Rutilus rutilus native TOLE WC EURY OMNI SL S

Sabanejewia balcanica native B RH PHYT SL S

Salmo trutta fario native INTOL WC RH LITH INSV LL L RH_LITH

Salmo trutta lacustris native INTOL WC RH LITH INSV LL POTAD L RH_LITH LL_mig

Salvelinus alpinus native INTOL WC LI LITH LL L

Salvelinus fontinalis alien INTOL WC RH LITH INSV L

Sander lucioperca native WC EURY PISC LL L

Sander volgensis native B EURY PISC LL L

Scardinius erythrophthalmus native WC LI PHYT OMNI SL S

Silurus glanis native B EURY PHYT PISC LL L

Thymallus thymallus native INTOL WC RH LITH INSV POTAD L RH_LITH

Tinca tinca native TOLE B LI PHYT OMNI LL L

Vimba vimba native B RH LITH LL POTAD L RH_LITH LL_mig

Zingel streber native INTOL B RH LITH S RH_LITH

Zingel zingel native INTOL B RH LITH S RH_LITH

120 MIRR-Projekt Anhang

Tabelle11-2: Kombinationen der berechneten Metrik; alle Kombinationen auch für verschiede Län-genklassen (größer bzw. kleiner 100 mm, 150 mm, 200 mm)

Gilde Gruppe

n A

rten

Dic

hte

(n/h

a un

d n/

km)

Bio

mas

se

(kg/

ha)

Bio

mas

se 1

. Run

(k

g/ha

)

% A

rten

an

G

esam

tart

enza

hl

% A

ntei

l an

D

icht

e ge

sam

t

% B

iom

asse

von

G

esam

tbio

mas

se

% (n

icht

) he

imis

che

Art

en

Allgemeine Auswertung alle Arten x x x x heimische Arten x x x x x nicht heimische Arten x x x x x Toleranz intolerant x x x x x x x tolerant x x x x x x x Toleranz obligatorisch intolerant x x x x x x x tolerant x x x x x x x Habitat Ernährung Wassersäule x x x x x x x benthisch x x x x x x x Habitat rheophilie rheophil x x x x x x x limnophil x x x x x x x eurytop x x x x x x x Reproduktion lithophil x x x x x x x phytophil x x x x x x x Langlebigkeit lang lebend x x x x x x x kurz lebend x x x x x x x Ernährung piscivor x x x x x x x Insectivor/ Invertivor x x x x x x x omnivor x x x x x x x Migration lang wandernd x x x x x x x potamodrom x x x x x x x Körperlänge groß x x x x x x x klein x x x x x x x Gildenauswahl Salmonidae x x x x x x x Kombination 1 rheophil -lithophilic x x x x x x x Kombination 2 lang lebend - wandernd x x x x x x x


Tabelle 11-3: Auflistung und Beschreibung aller Variablen der MIRR DB # Tabelle Variable Beschreibung Datenherkunft

1 SITE Site_code Der Code setzt sich zusammen aus einem Ländercode (2 Stellen), einem Flusscode (4 Stellen) sowie der Seehöhe. Bsp.: ATYBBS245. Eindeutige Identifizierung von Befischungsstellen europaweit werden = Primary Key (PK)

IHG

2 SITE Latitude Geographische Breite, WSG84 dezimal, PK 3 SITE Longitude Geographische Länge, WSG84 dezimal, PK GPS, Austrian Map 3D

4 SITE Data_source Datenquelle der Fischdaten Feldprotokoll, Studie 5 SITE River_name Der offizielle Flussname der im jeweiligen Land verwendet wird.

6 SITE Site_name Beschreibung der Befischungsstelle. Normalerweise wird sich hierbei auf einen benachbarten Eintrag in der ÖK50 (z.B. Ort, Stadt) bezogen.

7 SITE Country_abbreviation Staatencode zum Bsp.: AT=Österreich PL =Polen, usw. 8 SITE Land Bundesland in Österreich

Austrian Map 3D

9 SITE Main_river_region Hauptflußeinzugsgebiete. Für Österreich bedeutend sind hier die Einzugsge-biete der Donau, der Elbe und des Rhein.

10 SITE Ecoregion Ökoregion 11 SITE Ecoreg_num Nummer der Ökoregion in der sich die Beprobungsstelle befindet. 12 SITE Subecoregion Subökoregion 13 SITE Bioregion Bioregion 14 SITE Bioreg_num Code für Bioregionen;

Berichtsgewässernetz

15 SITE FIA_bioreg Bioregionen nach Fischen bestimmt (B, E, J, K, M) Haunschmid et al. 2004 16 SITE Fishzone Potentielle Fischregion (Epirithral=10…….Metapotamal=90) Berichtsgewässernetz BAW Scharfling 17 SITE Altitude Seehöhe in Metern. GPS, Austrian Map 3D

18 SITE Slope

Beschreibt das Gefälle des betreffenden Flussabschnittes in Prom. Bezogen auf die Einzugsgebietsgröße. Z.B. wird kl. EZG 500 Meter flussauf und 500 Meter flussab der Probenstelle die Seehöhe ermittelt und danach der Höhen-unterschied errechnet. Vgl. FAME

Austrian Map 3D, Digit. Höhenmodell

19 SITE Wetted_width Flussbreite an der Befischungsstelle zum Befischungszeitpunkt Feldprotokoll, Studie

20 SITE Mean_air_temperature Angegeben in Grad Celsius. Es handelt sich hierbei um die Jahres-durschnittstemperatur welche seit mindestens 10 Jahren gemessen werden muss.

21 SITE Jan_temp Mittlere Jännertemperatur. 22 SITE Feb_temp Mittlere Februartemperatur 23 SITE Mar_temp Mittlere Märztemperatur 24 SITE Apr_temp Mittlere Apriltemperatur 25 SITE May_temp Mittlere Maitemperatur 26 SITE Jun_temp Mittlere Junitemperatur 27 SITE Jul_temp Mittlere Julitemperatur 28 SITE Aug_temp Mittlere Augusttemperatur 29 SITE Sep_temp Mittlere Septembertemperatur 30 SITE Oct_temp Mittlere Ortobertemperatur 31 SITE Nov_temp Mittlere Novembertemperatur 32 SITE Dec_temp Mittlere Dezembertemperatur

30 jähriges Mittel, ZAMG vom IHG

überarbeitet

34 SITE Distance_from_source

Entfernung der Befischungsstelle zur Quelle, gemessen in Kilometern. Bei mehreren Quellen wird die Distanz zu zur weiter Entfernten gemessen. Eine weitere Möglichkeit zur Ermittlung der Entfernung zur Quelle besteht darin die Entfernung zur Mündung zu ermitteln um diese danach von der Gesamtfluss-länge abzuziehen. Geht oft leichter.

35 SITE Distance_to_mouth Entfernung zur Mündung. 36 SITE River_length Gesamtlänge des Gewässers

Berichtsgewässernetz UBA

37 SITE Catchment_class Hierbei handelt es sich um die Einzugsgebietsgröße flussauf der Befischungs-stelle. Angegeben in Klassen:<10, <100, <1000, <10000. >10000

38 SITE Catch_total Hierbei handelt es sich um die Einzugsgebietsgröße flussauf der Befischungs-stelle angegeben in Quadratkilometer.

39 SITE Catch_total_int Gesamteinzugsgebiet [km²], Interpolation Punktabstand 40 SITE Catch_sub Teileinzugsgebiet [km²] 41 SITE Catch_sub_int Teileinzugsgebiet [km²], Interpolation Punktabstand 42 SITE Catch_ratio Verhaeltnis catchtot/subctchtot 43 SITE Discharge mittlere Abfusshoehe ueber catchtot 44 SITE Precipitation mittlerer Gebietniederschlag ueber catchtot

Digitaler Hydrologischer Atlas Öster-

reich Fürst et al 2004 (digHAO),

Berechnung durch IHG

45 SITE Lakes_upstream Befinden sich natürliche Seen flussauf der Befischungsstrecke? YES oder NO. Nur anzuwenden falls die Einfluß auf Beprobungsstelle gegeben Austrian Map 3D

46 SITE Flow_regime Abflussregime Mader et al. 1996

47 SITE Geological_type

Klassen: siliceous (silikatisch), calcerous (kalkhältig). Hier wird die geologi-sche Beeinflussung der Untersuchungsstelle beschrieben. Es wird untersucht welche geologische Klasse flussauf, im Einzugsgebiet der Beprobungsstelle, vorherrscht

digHAO

48 SITE Geounit1 Geologische Einheiten; 8 Ausprägungen 50 SITE Geo_definition Gesteine; 68 Ausprägungen 51 SITE Geo_num Codierung für Geo_definition 52 SITE ANAME Flussname 53 SITE BNAME Name Basiswasserkörper 54 SITE DNAME Name Detailwasserkörper 55 SITE BASIS Kennziffer Basiseinleitung 56 SITE DETAIL Kennziffer Detaileinleitung 57 SITE GLETSCHERB Gletscherbeeinflussung 58 SITE PLRA_NR1 Kennzuffer Planungsraum

59 SITE WB_TYP Flusstyp nach Einzugsgebietsgröße (1 = 10000km2, 2 = 4000km2, 3 = 1000km2, 4 = 100km2, 5 = sonstige Flüsse)

60 SITE GROSS Sondertyp "Grosser Fluss" (siehe auch Coverage A4-GRFLUSS)

61 SITE SAPRO Saprobieller Grundzustand pro Bioregion (Stubauer & Moog 2003)

62 SITE KUENSTLICH Ausweisung der Künstlichen Fliessgewässer (AWB)

63 SITE SONDERTYP Subtypen der sonstigen Sondertypen nach sprobiellen Grundzustand (Stu-bauer & Moog 2003)

64 SITE WGEV Kennzeichnung der 10km2-WGEV-Flüsse

65 SITE FARBE Einfärbung der Waterbodies zur besseren Unterscheidbarkeit (keine Wertung): Werte 1 bis 5, 6: Seen

66 SITE SEE Kennzeichnung von Fließgewässern innerhalb von Seen

67 SITE NETZ Kennzeichnung nach Netzzugehörigkeit (10 bzw. 100 km2-Gewässer)



# Tabelle Variable Beschreibung Datenherkunft

68 SITE KANDIDAT Vorausweisung Kandidaten "künstliche oder erheblich veränderte Oberflä-chenwasserkörper" für Fliessgewässer (HMWB)

69 SITE RISIKO Risikobewertung (Hydromorphologie und Chemie) für Fliessgewässer 70 SITE MORPHOLOGIE Risikobewertung Morphologie

71 SITE HYDROMORPHO-LOGIE Risikobewertung Hydromorphologie

72 SITE HYDROLOGIE Risikobewertung Hydrologie 73 SITE STAU Risikobewertung Stau 74 SITE SCHWALL Risikobewertung Schwall 75 SITE RESTWASSER Risikobewertung Restwasser 76 SITE QUERBAUWERKE Risikobewertung Querbauwerke 77 SITE RISIKO_STO Risikobewertung hinsichtlich stofflicher Belastungen (= Chemie insgesamt)

78 SITE RISIKO_NSK Risikobewertung hinsichtlich allgemeiner physikalisch-chemischer Parameter (inklusive biologischer Gewässergüte) [Nährstoffe bzw. Kohlenstoff]

79 SITE RISIKO_L1P Risikobewertung hinsichtlich chemischer Schadstoffe [Stoffe der Liste I und prioritäre Stoffe bzw. sonstige spezifische chemische Schadstoffe gemäß Anhang 5 WRRL]

80 SITE SONSTI-GE_SCHADST

Teileinstufung Sonstige spezifische chemische Schadstoffe gemäß Anhang 5 WRRL (tw. nicht fortgeführt)

81 SITE EU_SCHADST Teileinstufung Chemische Schadstoffe (tw. nicht fortgeführt)


82 SITE HYDROCODE ID des Einzugsgebietes aus digHAO, PK in Tabelle POPULATION EZG-Berechnung (digHAO) 83 SITE ANF_CODE ANF Code ANF_KLF Projekt 84 FISHING OCCASION Site_code PK IHG 85 FISHING OCCASION Latitude PK 86 FISHING OCCASION Longitude PK GPS, Austrian Map 3D

87 FISHING OCCASION Date Datum, PK Feldprotokoll, Studie 88 FISHING OCCASION Quality_control Angaben zur Qualitätskontrolle der Daten 89 FISHING OCCASION EFI_plus_AT Zuordnung zum EFI+ Projekt 90 FISHING OCCASION FIDES_data Zuordnung zum FAME Projekt 91 FISHING OCCASION FST_data Zuordnung zur MIRR Fallstudie 92 FISHING OCCASION MIRR_data Zuordnung zum MIRR Projekt 93 FISHING OCCASION Morph_data Morphologie Daten Vorhanden, ja = 1 94 FISHING OCCASION Impound_data Staudaten vorhanden, ja = 1 95 FISHING OCCASION Residual_data Restwasserdaten vorhanden, ja = 1 96 FISHING OCCASION Calibration_morph10 im Puffer 10 km Morphologie <2, ja = 1 97 FISHING OCCASION Calibration_morph1 im Puffer 1 km Morphologie <2, ja = 1

IHG

98 FISHING OCCASION Sampling_strategy Beschreibt die Befischungsmethode, „whole“ oder „partial“ 99 FISHING OCCASION Method Beschreibt ob watend (wading) oder mit Boot (boat) befischt wurde 100 FISHING OCCASION Day_night Beschreibt ob bei Tag oder bei Nacht Befischt wurde 101 FISHING OCCASION Number_of_runs Anzahl der durchgeführten Runs 102 FISHING OCCASION Runs_seperated Eingabe der Runs getrennt oder zusammengefasst 103 FISHING OCCASION Locality_length Befischte Länge. 104 FISHING OCCASION Locality_width Befischte Breite. 105 FISHING OCCASION Fished_area Befischte Fläche. 106 FISHING OCCASION Wetted_width Flussbreite an der Befischungsstelle. 107 FISHING OCCASION Average_depth durchschnittliche Wassertiefe 108 FISHING OCCASION Maximum_depth maximale Wassertiefe 109 FISHING OCCASION Dominating_substrate vorherrschendes Substrat 110 FISHING OCCASION Stop_nets_used Wurde ein Netz zur oberen Begrenzung der befischten Fläche eingesetzt? 111 FISHING OCCASION No_of_anodes Anzahl der verwendeten Anoden. 112 FISHING OCCASION Type_of_anode Art der verwendeten Anoden. Ring, Balken, Rechen oder Other. 113 FISHING OCCASION Size_of_anode Größe der Anode. 114 FISHING OCCASION Type_of_current AC, DC, PDC 115 FISHING OCCASION Voltage_used verwendete Voltzahl. 116 FISHING OCCASION Wattage_used verwendete Wattzahl.

Feldprotokoll, Studie

117 CATCH Site_code PK IHG 118 CATCH Latitude PK Austrian Map 3D 119 CATCH Longitude PK Austrian Map 3D 120 CATCH Date PK 121 CATCH Species Wissenschaftlicher Name der Fischart. PK 122 CATCH Run1_number_all Anzal der im ersten Durchlauf gefangenen Fische. 123 CATCH Run2_number_all Anzal der im ersten Durchlauf gefangenen Fische. 124 CATCH Run3_number_all Anzal der im ersten Durchlauf gefangenen Fische. 125 CATCH Number_runs Anzahl der Befischungsdurchgänge 126 CATCH Total_number_all Anzahl aller gefangenen Fische.


127 CATCH Biomass_calc Biomasse in kg/ha berechnet nach Längen Gewichtsregression je Fischart Berechnet aus Fangdaten 128 CATCH Total_biomass Biomasse in kg/ha, berechnet gesamt Berechnet aus Fangdaten 129 CATCH Total_biomass_orig Biomasse aus den Berichten und Protokollen 130 CATCH Total_abundance Fischdichte in ind/ha. 131 CATCH Biomass_100m Biomasse / 100 Meter 132 CATCH Abundance_100m Fischdichte / 100 Meter


133 CATCH Abundance_estimate Beschreibt nach welcher Methode die Fischdichte berechnet bzw. geschätzt wurde, z. B.: Nach de Lury. Studie

134 CATCH Biomass_estimate Abschätzung der Biomasse mittels Längen-Gewichts_Regression. Studie 135 CATCH Estimated_efficiency Geschätzter Fangerfolg in %. 136 CATCH Biom_run1 Biomasse des ersten Durchgangs 137 CATCH Run1_number_0_plus Anzahl der 0+ Fische im ersten Durchgang. 138 CATCH Run2_number_0_plus Anzahl der 0+ Fische im zweiten Durchgang. 139 CATCH Run3_number_0_plus Anzahl der 0+ Fische im dritten Durchgang. 140 CATCH Total_number_0_plus Anzahl aller gefangenen 0+ Fische.


141 LENGTH Site_code PK IHG 142 LENGTH Latitude PK Austrian Map 3D 143 LENGTH Longitude PK Austrian Map 3D 144 LENGTH Date PK 145 LENGTH Species PK 146 LENGTH Run_num Nummer des Befischungsdurchgangs. 1, 2 oder 3, PK 147 LENGTH Length Fischlänge angegeben in [mm]. PK 148 LENGTH Number Anzahl der Fische mit gleicher Länge hinsichtlich PK.



# Tabelle Variable Beschreibung Datenherkunft 149 LENGTH Type_of_data1 Wurde die Länge aller Fische gemessen „All, minmax, subsample“ 150 LENGTH Run_num_new Anzahl Befischungsdurchgänge - Qualitätskontrolle 151 LENGTH Length_type Gibt an ob die Gesamtlänge oder die Gabellänge gemessen wurde.

152 CRITERIA Site_code PK IHG 153 CRITERIA rt_index River type index; Flußtyp index 154 CRITERIA cha_width Veränderung der Gewässerbreite ANF 155 CRITERIA mq_width Verhältnis der Abflussmenge zur Flussbreite

156 CRITERIA hist_rtype Hier wird der ursprüngliche Flusstyp beschrieben (1 = gestreckt, 2 = Furkation, 3 = pendelnd, 5 = gewunden, 7 = Mäander, 8 = Talmäander, 10 = künstlich).

157 CRITERIA act_rtype Beschreibung des aktuellen Flussverlaufs (1 = gestreckt, 2 = Furkation, 3 = pendelnd, 4 = linear, 5 = gewunden, 6 = bogig, 7 = Mäander, 8 = Talmäander, 9 = gestaut, 10 = künstlich).

158 CRITERIA pot_floodpl Breite der potentiellen Auenfläche angegeben in Metern. 159 CRITERIA red_pot_floodpl Verringerung der potentiellen Auenfläche. 160 CRITERIA FR Dieses Attribut beinhaltet die jeweilige Fischregion (FR) mit Zwischenstufen

ANF Projekt - IHG

161 CONTINUUM Site_code PK 163 CONTINUUM imp1km Verhältnis Stausumme / Pufferlänge; Scale 1000m 164 CONTINUUM imp5km Verhältnis Stausumme / Pufferlänge; Scale 5000m 165 CONTINUUM imp10km Verhältnis Stausumme / Pufferlänge; Scale 10000m 166 CONTINUUM runGood1km Verhältnis Fließstrecken <=2 Morphologie / Pufferlänge 1000m 167 CONTINUUM runGood5km Verhältnis Fließstrecken <=2 Morphologie / Pufferlänge 5000m 168 CONTINUUM runGood10km Verhältnis Fließstrecken <=2 Morphologie / Pufferlänge 10000m

IHG GIS Analyse

169 CONTINUUM d_next_b_up Abstand (m) von der nächsten Kontinuumsunterbrechung flussauf gerundet 170 CONTINUUM d_next_b_do Abstand der nächsten Kontinuumsunterbrechung flussab in Metern gerundet

171 CONTINUUM co_trib_main Beschreibt die Verbindung des Zubringers mit dem Hauptfluss bzw. Vorfluter. 1 = Ja, 2 = Nein, 99 = Verbindung aufgrund Staatsgrenze nicht gegeben.

172 CONTINUUM n_b_to_main Anzahl der Kontinuumsunterbrechungen bis zum Vorfluter flussab 173 CONTINUUM n_b_FR Anzahl der Kontinuumsunterbrechungen pro Fischregion 174 CONTINUUM n_b_seg1000 Anzahl von Kointinuumsunterbrechungen pro 1000m Flusssegment. 175 CONTINUUM n_b_seg5000 Anzahl von Kointinuumsunterbrechungen pro 5000m Flusssegment. 176 CONTINUUM n_b_seg10000 Anzahl von Kointinuumsunterbrechungen pro 10000m Flusssegment. 177 CONTINUUM n_fah Anzahl aller Fischaufstiegshilfen bis zum Vorfluter bzw. bis zur Grenze 178 CONTINUUM n_fah1 Anzahl der funktionstüchtigen FAHs bis zum Vorfluter. 179 CONTINUUM n_fah2 Anzahl der eingeschränkt funktionstüchtigen FAHs bis zum Vorfluter. 180 CONTINUUM n_fah3 Anzahl der FAHs bis zum Vorfluter deren Funktionstüchtigkeit unbekannt ist. 181 CONTINUUM n_fah4 Anzahl der nicht funktionstüchtigen FAHs bis zum Vorfluter. 182 CONTINUUM n_fah_fr Beschreibt die Anzahl der FAHs gesamt in Fischregion. 183 CONTINUUM n_fah_fr1 Anzahl der funktionstüchtigen FAHs pro Fischregion. 184 CONTINUUM n_fah_fr2 Anzahl der eingeschränkt funktionstüchtigen FAHs pro Fischregion. 185 CONTINUUM n_fah_fr3 Anzahl der FAHS pro Fischregion deren Funktionstüchtigkeit unbekannt ist. 186 CONTINUUM n_fah_fr4 Anzahl der nicht funktionstüchtigen FAHs pro Fischregion. 187 CONTINUUM n_fah1000_seg Gesamtanzahl der FAHs innerhalb des 1000m Flusssegments. 188 CONTINUUM n_fah1000_seg1 Anzahl der funktionstüchtigen FAHs 1000m. 189 CONTINUUM n_fah1000_seg2 Anzahl der FAHs mit eingeschränkter Funktionstüchtigkeit 1000m. 190 CONTINUUM n_fah1000_seg3 Anzahl der FAHs mit unbekannter Funktionstüchtigkeit 1000m. 191 CONTINUUM n_fah1000_seg4 Anzahl der nicht funktionstüchtigen FAHs 1000m. 192 CONTINUUM n_fah5000_seg Gesamtanzahl der FAHs innerhalb des 5000m Flusssegments. 193 CONTINUUM n_fah5000_seg1 Anzahl der funktionstüchtigen FAHs 5000m. 194 CONTINUUM n_fah5000_seg2 Anzahl der FAHs mit eingeschränkter Funktionstüchtigkeit 5000m. 195 CONTINUUM n_fah5000_seg3 Anzahl der FAHs mit unbekannter Funktionstüchtigkeit 5000m. 196 CONTINUUM n_fah5000_seg4 Anzahl der nicht funktionstüchtigen FAHs 5000m. 197 CONTINUUM n_fah10000_seg Gesamtanzahl der FAHs innerhalb des 10000m Flusssegments. 198 CONTINUUM n_fah10000_seg1 Anzahl der funktionstüchtigen FAHs 10000m. 199 CONTINUUM n_fah10000_seg2 Anzahl der FAHs mit eingeschränkter Funktionstüchtigkeit 10000m. 200 CONTINUUM n_fah10000_seg3 Anzahl der FAHs mit unbekannter Funktionstüchtigkeit 10000m. 201 CONTINUUM n_fah10000_seg4 Anzahl der nicht funktionstüchtigen FAHs 10000m. 202 CONTINUUM n_trib_free_tot Anzahl der Zubringer/bewanderbarer Abschnitt total 203 CONTINUUM n_trib_FR_tot Anzahl der Zubringer pro Fischregion. 204 CONTINUUM backw_FR Altarme vorhanden je FR ( FR zusammengefasst) 1 Ja / 0 Nein 205 CONTINUUM backw_1 Sind Altarme vorhanden? 1 =Ja, 2 = Nein.

206 CONTINUUM n_backw1 Beschreibt die Anzahl der angebundenen wasserführenden Altarme flussauf pro FR.

207 CONTINUUM n_backw2 Anzahl der getrennten wasserführenden Altarme flussauf pro FR 208 CONTINUUM n_backw3 Anzahl der getrennten nicht wasserführenden Altarme flussauf pro FR 209 CONTINUUM n_backw4 Anzahl der angebundenen wasserführenden Altarme flussab pro FR. 210 CONTINUUM n_backw5 Anzahl der getrennten wasserführenden Altarme flussab pro FR. 211 CONTINUUM n_backw6 Anzahl der getrennten nicht wasserführenden Altarme flussab pro FR.

212 CONTINUUM d_backw1 Distanz (m) bis zum nächsten angebundenen wasserführenden Altarm flussauf pro FR

213 CONTINUUM d_backw2 Distanz bis zum nächsten getrennt/wasserführ Altarm flussauf/FR. 214 CONTINUUM d_backw3 Distanz bis zum nächsten getrennt/nicht wasserführ Altarm flussauf/FR. 215 CONTINUUM d_backw4 Distanz bis zum nächsten angebund/wasserführ Altarm flussab/FR. 216 CONTINUUM d_backw5 Distanz bis zum nächsten getrennt/wasserführ Altarm flussab/FR. 217 CONTINUUM d_backw6 Distanz bis zum nächsten getrennt/nicht wasserführ Altarm flussab/FR.

218 CONTINUUM n_b_to_backw1 Anzahl der Kontinuumsunterbrechngen bis zum nächsten angebundenen wasserführenden Altarm flussauf pro FR.

219 CONTINUUM n_b_to_backw2 n K.-unterbr bis zum nächsten getrennt/wasserführ Altarm flussauf. 220 CONTINUUM n_b_to_backw3 n K.-unterbr bis zum nächsten getrennt/nicht wasserführ Altarm flussauf. 221 CONTINUUM n_b_to_backw4 n K.-unterbr bis zum nächsten angeb/wasserführ Altarm flussab/FR. 222 CONTINUUM n_b_to_backw5 n K.-unterbr bis zum nächsten getrennt/wasserführ Altarm flussab. 223 CONTINUUM n_b_to_backw6 n K.-unterbr bis zum nächsten getrennt/nicht wasserführ Altarm flussab 224 CONTINUUM l_backw1 Länge des angebundenen Altarms flussauf pro Fischregion (m). 225 CONTINUUM l_backw2 Länge Altarm getrennt wasserführend flussauf/FR. 226 CONTINUUM l_backw3 Länge Altarm getrennt nicht wasserführend flussauf/FR. 227 CONTINUUM l_backw4 Länge Altarm angebunden flussab/FR. 228 CONTINUUM l_backw5 Länge Altarm getrennt wasserführend flussab/FR. 229 CONTINUUM l_backw6 Länge Altarm getrennt nicht wasserführend flussab/FR.

NÖMORPH und Wasserbuch


# Tabelle Variable Beschreibung Datenherkunft 230 RESIDUAL_FLOW Site_code PK 231 RESIDUAL_FLOW Select_Resid Restwasser ja=1; nein=0 Qualitätskontrolle

IHG

232 RESIDUAL_FLOW Res_length Länge der Restwasserstrecke. 233 RESIDUAL_FLOW Res_dotation Wassermenge mit der die Restwasserstrecke dotiert wird. 234 RESIDUAL_FLOW discharge_plant Ausbaudurchfluss 235 RESIDUAL_FLOW MQ_pot Potentieller Mittelwasserabfluss. 236 RESIDUAL_FLOW MNQ_pot Potentieller Niederwasserabfluss. 237 RESIDUAL_FLOW MQ_perc Dotation bei MQ in Prozent. 238 RESIDUAL_FLOW MNQ_perc Dotation bei MNQ in Prozent. 239 RESIDUAL_FLOW Du_MQp Ausbaudurchfluss zu MQ 240 RESIDUAL_FLOW Du_MNQp Ausbaudurchfluss zu MNQ

Befragung Kraftwerksbetreiber

241 IMPOUNDMENT Site_code PK 243 IMPOUNDMENT Select_impoundment Stau ja=1; nein=0 Qualitätskontrolle

IHG

244 IMPOUNDMENT Head_impoundment Lage Stauwurzel ja=1; nein=0 245 IMPOUNDMENT Max_depth maximale Tiefe des Gewässers [m] 246 IMPOUNDMENT Average_depth durchschnittliche Tiefe des Gewässers [m] Feldprotokoll, Studie

247 IMPOUNDMENT MQ MQ am unterhalb liegenden Querbauwerk 248 IMPOUNDMENT MNQ MNQ am unterhalb liegenden Querbauwerk 249 IMPOUNDMENT Max_depth_MQ Verhältnis maximale Tiefe des Gewässers zu MQ 250 IMPOUNDMENT Average_depth_MQ Verhältnis durchschnittliche Tiefe des Gewässers zu MQ 251 IMPOUNDMENT Max_depth_MNQ Verhältnis maximale Tiefe des Gewässers zu MNQ 252 IMPOUNDMENT Average_depth_MNQ Verhältnis durchschnittliche Tiefe des Gewässers zu MNQ 253 IMPOUNDMENT Imp_length_UP Länge Stauraum flußauf unabhängig davon ob der Punkt im Stau liegt 254 IMPOUNDMENT Imp_length_DW Länge Stauraum flußab unabhängig davon ob der Punkt im Stau liegt 255 IMPOUNDMENT WIDTH_UP Breite Stauraum / Kontinuumsunterbrechung flußauf 256 IMPOUNDMENT WIDTH_DW Breite Stauraum / Kontinuumsunterbrechung flußab 257 IMPOUNDMENT HIGHT_UP Höhe der flussaufgelegenen K.unterbrechung 258 IMPOUNDMENT HIGTH_DW Höhe der flussabgelegenen K.unterbrechung 259 IMPOUNDMENT FALL_MQ_UP Höhe/MQ flussauf 260 IMPOUNDMENT FALL_MQ_DW Höhe/MQ flussab 261 IMPOUNDMENT FALL_MNQ_UP Höhe/MNQ flussauf 262 IMPOUNDMENT FALL_MNQ_DW Höhe/MNQ flussab 263 IMPOUNDMENT LENGTH_MQ_UP Staulänge/MQ flussauf 264 IMPOUNDMENT LENGTH_MQ_DW Staulänge/MQ flussab 265 IMPOUNDMENT LENGTH_MNQ_UP Staulänge/MNQ flussauf 266 IMPOUNDMENT LENGTH_MNQ_DW Staulänge/MNQ flussab

IHG GIS Analyse

267 COMBINED_IMPACTS Site_code PK IHG 268 COMBINED_IMPACTS length_stretch Länge des Abschnittes zwischen 2 Kontinuumsunterbrechungen [m]

269 COMBINED_IMPACTS length_below2 Länge des Abschnittes zwischen 2 Kontinuumsunterbrechungen mit Morpho-logiebewertung <2

270 COMBINED_IMPACTS length_more2 Länge des Abschnittes zwischen 2 Kontinuumsunterbrechungen mit Morpho-logiebewertung >2

271 COMBINED_IMPACTS length_imp Länge der Stauabschnitte zwischen 2 Kontinuumsunterbrechungen 272 COMBINED_IMPACTS length_run Länge der frei fließenden Abschnitte zwischen 2 Kontinuumsunterbrechungen 273 COMBINED_IMPACTS run_imp Verhältnis frei fließende Abschnitte / Staustrecken 274 COMBINED_IMPACTS runbelow2_imp Verhältnis frei fließende Abschnitte mit Morphologie <2 / Staustrecken 275 COMBINED_IMPACTS run_runbelow2 Verhältnis Gesamtlänge / Morphologie <2

IHG GIS Analyse

276 MORPHOLOGY Site_code PK IHG 285 MORPHOLOGY R_LINE Linienfürhrung rechts im Punkt 286 MORPHOLOGY R_BED Sohlenführung rechts im Punkt 287 MORPHOLOGY R_INTERACTION Verzahnung rechts im Punkt 288 MORPHOLOGY R_BANK Ufer/Böschung rechts im Punkt 289 MORPHOLOGY R_VEGETATION Vegetation rechts im Punkt 290 MORPHOLOGY R_ALL Rechts gesamt 291 MORPHOLOGY L_line Linienfürhrung links im Punkt 292 MORPHOLOGY L_bed Sohlenführung links im Punkt 293 MORPHOLOGY L_interaction Verzahnung links im Punkt 294 MORPHOLOGY L_Bank Ufer/Böschung links im Punkt 295 MORPHOLOGY L_Vegetation Vegetation links im Punkt 296 MORPHOLOGY L_All Links gesamt 297 MORPHOLOGY ml_line_1 Linienführung links, 1 km Puffer 298 MORPHOLOGY ml_bed_1 Sohlenführung links, 1 km Puffer 299 MORPHOLOGY ml_interaction_1 Verzahnung links, 1 km Puffer 300 MORPHOLOGY ml_bank_1 Ufer/Böschung links, 1 km Puffer 301 MORPHOLOGY ml_vegetation_1 Vegetation links, 1 km Puffer 302 MORPHOLOGY ml_all_1 Links alle, 1 km Puffer 303 MORPHOLOGY mr_line_1 Linienführung rechts, 1 km Puffer 304 MORPHOLOGY mr_bed_1 Sohlenführung rechts, 1 km Puffer 305 MORPHOLOGY mr_interaction_1 Verzahnung rechts, 1 km Puffer 306 MORPHOLOGY mr_bank_1 Ufer/Böschung rechts, 1 km Puffer 307 MORPHOLOGY mr_vegetation_1 Vegetation rechts, 1 km Puffer 308 MORPHOLOGY mr_all_1 Rechts alle, 1 km Puffer 309 MORPHOLOGY ml_line_5 Linienführung links, 5 km Puffer 310 MORPHOLOGY ml_bed_5 Sohlenführung links, 5 km Puffer 311 MORPHOLOGY ml_interaction_5 Verzahnung links, 5 km Puffer 312 MORPHOLOGY ml_bank_5 Ufer/Böschung links, 5 km Puffer 313 MORPHOLOGY ml_vegetation_5 Vegetation links, 5 km Puffer 314 MORPHOLOGY ml_all_5 Links alle, 5 km Puffer 315 MORPHOLOGY mr_line_5 Linienführung rechts, 5 km Puffer 316 MORPHOLOGY mr_bed_5 Sohlenführung rechts, 5 km Puffer 317 MORPHOLOGY mr_interaction_5 Verzahnung rechts, 5 km Puffer 318 MORPHOLOGY mr_bank_5 Ufer/Böschung rechts, 5 km Puffer 319 MORPHOLOGY mr_vegetation_5 Vegetation rechts, 5 km Puffer 320 MORPHOLOGY mr_all_5 Rechts alle, 5 km Puffer 321 MORPHOLOGY ml_line_10 Linienführung links, 10 km Puffer 322 MORPHOLOGY ml_bed_10 Sohlenführung links, 10 km Puffer

IHG Analyse NÖMORPH Kartierung


# Tabelle Variable Beschreibung Datenherkunft 323 MORPHOLOGY ml_interaction_10 Verzahnung links, 10 km Puffer 324 MORPHOLOGY ml_bank_10 Ufer/Böschung links, 10km Puffer 325 MORPHOLOGY ml_vegetation_10 Vegetation links, 10 km Puffer 326 MORPHOLOGY ml_all_10 Links alle, 10 km Puffer 327 MORPHOLOGY mr_line_10 Linienführung rechts, 10 km Puffer 328 MORPHOLOGY mr_bed_10 Sohlenführung rechts, 10 km Puffer 329 MORPHOLOGY mr_interaction_10 Verzahnung rechts, 10 km Puffer 330 MORPHOLOGY mr_bank_10 Ufer/Böschung rechts, 10 km Puffer 331 MORPHOLOGY mr_vegetation_10 Vegetation rechts, 10 km Puffer 332 MORPHOLOGY mr_all_10 Rechts alle, 10 km Puffer 333 MORPHOLOGY M_LINE Mittelwert Linienführung am Punkt 334 MORPHOLOGY M_BED Mittelwert Sohlenführung am Punkt 335 MORPHOLOGY M_INTERACTION Mittelwert Verzahnung am Punkt 336 MORPHOLOGY M_BANK Mittelwert Ufer/Böschung am Punkt 337 MORPHOLOGY M_VEGETATION Mittelwert Vegetation am Punkt 338 MORPHOLOGY M_ALL Mittelwert alle 339 MORPHOLOGY M_LINE1 Mittelwert Linienführung, 1 km 340 MORPHOLOGY M_BED1 Mittelwert Sohlenführung, 1 km 341 MORPHOLOGY M_INTERACTION1 Mittelwert Verzahnung, 1 km 342 MORPHOLOGY M_BANK1 Mittelwert Ufer/Böschung, 1 km 343 MORPHOLOGY M_VEGETATION1 Mittelwert Vegetation, 1 km 344 MORPHOLOGY M_ALL1 Mittelwert alle, 1 km Puffer 345 MORPHOLOGY M_LINE5 Mittelwert Linienführung, 5 km 346 MORPHOLOGY M_BED5 Mittelwert Sohlenführung, 5 km 347 MORPHOLOGY M_INTERACTION5 Mittelwert Verzahnung, 5 km 348 MORPHOLOGY M_BANK5 Mittelwert Ufer/Böschung, 5 km 349 MORPHOLOGY M_VEGETATION5 Mittelwert Vegetation, 5 km 350 MORPHOLOGY M_ALL5 Mitterlwert alle, 5 km Puffer 351 MORPHOLOGY M_LINE10 Mittelwert Linienführung, 10 km 352 MORPHOLOGY M_BED10 Mittelwert Sohlenführung, 10 km 353 MORPHOLOGY M_INTERACTION10 Mittelwert Verzahnung, 10 km 354 MORPHOLOGY M_BANK10 Mittelwert Ufer/Böschung, 10 km 355 MORPHOLOGY M_VEGETATION10 Mittelwert Vegetation, 10 km 356 MORPHOLOGY M_ALL10 Mitelwert alle, 10 km Puffer

IHG Analyse NÖMORPH Kartierung

357 LANDUSE Site_code PK IHG 358 LANDUSE ezgall_sin1 LN im Gesamteinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 1(Nadel- Laub- Mischwald) 359 LANDUSE ezgall_sin2 LN im Gesamteinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 2 (Grünland) 360 LANDUSE ezgall_sin3 LN im Gesamteinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 3 (Ackerflächen)

361 LANDUSE ezgall_sin4 LN im Gesamteinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 4 (Flächen mit geringem bis hohem Versiegelungsgrad, Industrieflächen)

362 LANDUSE ezgall_sin5 LN im Gesamteinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 5 (vegetationsfreie Standor-te, Wasser- Eis- und Schneeflächen)

363 LANDUSE ezg100_sin1 LN im Gesamteinzugsgebiet; je 100m lateraler Puffer; gesamtes Gewässer-netz; Landnutzungsstufe 1





368 LANDUSE ezg100mst_sin1 LN im Gesamteinzugsgebiet; je 100m lateraler Puffer; nur Hauptstrang (mainstream); Landnutzungsstufe 1





373 LANDUSE ezg_50_sin1 LN im Gesamteinzugsgebiet; je 50m lateraler Puffer; gesamtes Gewässernetz; Landnutzungsstufe 1













IHG GIS Analyse SINUS Datensatz Landnutzung (LN) 1 = Nadel- Laub- Mischwald 2 = Grünland 3 = Ackerflächen 4 = versiegelte Flächen 5 = vegetaionsfrei, Wasser, Eis










393 LANDUSE ezg_con_sin1 LN im Gesamteinzugsgebiet; connected landuse; gesamtes Gewässernetz; Landnutzungsstufe 1





398 LANDUSE ezg_conMST_sin1 LN im Gesamteinzugsgebiet; connected landuse; nur Hauptstrang (main-stream); Landnutzungsstufe 1





403 LANDUSE teg_all_sin1 LN im Teileinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 1 404 LANDUSE teg_all_sin2 LN im Teileinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 2 405 LANDUSE teg_all_sin3 LN im Teileinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 3 406 LANDUSE teg_all_sin4 LN im Teileinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 4 407 LANDUSE teg_all_sin5 LN im Teileinzugsgebiet; Landnutzungsstufe 5

408 LANDUSE teg_pofl_sin1 LN im Teileinzugsgebiet; lateraler Puffer bis potentielles Auenniveau; Land-nutzungsstufe 1





413 LANDUSE teg_100_sin1 LN im Teileinzugsgebiet; je 100m lateraler Puffer; gesamtes Gewässernetz; Landnutzungsstufe 1





418 LANDUSE teg100mst_sin1 LN im Teileinzugsgebiet; je 100m lateraler Puffer; nur Hauptstrang (main-stream); Landnutzungsstufe 1


















433 LANDUSE teg30_sin1 LN im Teileinzugsgebiet; je 30m lateraler Puffer; gesamtes Gewässernetz; Landnutzungsstufe 1










443 LANDUSE teg_con_sin1 LN im Teileinzugsgebiet; connected landuse; gesamtes Gewässernetz; Landnutzungsstufe 1





448 LANDUSE tegconMST_sin1 LN im Teileinzugsgebiet; connected landuse; nur Hauptstrang (mainstream); Landnutzungsstufe 1





453 LANDUSE 10_100_sin1 10km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 454 LANDUSE 10_100_sin2 10km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 455 LANDUSE 10_100_sin3 10km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 456 LANDUSE 10_100_sin4 10km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 457 LANDUSE 10_100_sin5 10km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 458 LANDUSE 10_50_sin1 10km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 459 LANDUSE 10_50_sin2 10km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 460 LANDUSE 10_50_sin3 10km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 461 LANDUSE 10_50_sin4 10km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 462 LANDUSE 10_50_sin5 10km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 463 LANDUSE 10_30_sin1 10km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 464 LANDUSE 10_30_sin2 10km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 465 LANDUSE 10_30_sin3 10km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 466 LANDUSE 10_30_sin4 10km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 467 LANDUSE 10_30_sin5 10km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 468 LANDUSE 10con_sin1 10km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 1 469 LANDUSE 10con_sin2 10km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 2 470 LANDUSE 10con_sin3 10km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 3 471 LANDUSE 10con_sin4 10km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 4 472 LANDUSE 10con_sin5 10km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 5 473 LANDUSE 5_100_sin1 5km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 474 LANDUSE 5_100_sin2 5km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 475 LANDUSE 5_100_sin3 5km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 476 LANDUSE 5_100_sin4 5km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 477 LANDUSE 5_100_sin5 5km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 478 LANDUSE 5_50_sin1 5km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 479 LANDUSE 5_50_sin2 5km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 480 LANDUSE 5_50_sin3 5km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 481 LANDUSE 5_50_sin4 5km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 482 LANDUSE 5_50_sin5 5km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 483 LANDUSE 5_30_sin1 5km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 484 LANDUSE 5_30_sin2 5km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 485 LANDUSE 5_30_sin3 5km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 486 LANDUSE 5_30_sin4 5km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 487 LANDUSE 5_30_sin5 5km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 488 LANDUSE 5con_sin1 5km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 1 489 LANDUSE 5con_sin2 5km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 2 490 LANDUSE 5con_sin3 5km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 3 491 LANDUSE 5con_sin4 5km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 4 492 LANDUSE 5con_sin5 5km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 5 493 LANDUSE 1_100_sin1 1km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 494 LANDUSE 1_100_sin2 1km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 495 LANDUSE 1_100_sin3 1km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 496 LANDUSE 1_100_sin4 1km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 497 LANDUSE 1_100_sin5 1km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 498 LANDUSE 1_50_sin1 1km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 499 LANDUSE 1_50_sin2 1km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2



# Tabelle Variable Beschreibung Datenherkunft 500 LANDUSE 1_50_sin3 1km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 501 LANDUSE 1_50_sin4 1km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 502 LANDUSE 1_50_sin5 1km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 503 LANDUSE 1_30_sin1 1km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 504 LANDUSE 1_30_sin2 1km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 505 LANDUSE 1_30_sin3 1km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 506 LANDUSE 1_30_sin4 1km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 507 LANDUSE 1_30_sin5 1km longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 508 LANDUSE 1con_sin1 1km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 1 509 LANDUSE 1con_sin2 1km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 2 510 LANDUSE 1con_sin3 1km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 3 511 LANDUSE 1con_sin4 1km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 4 512 LANDUSE 1con_sin5 1km longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 5 513 LANDUSE loc_100_sin1 250m longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 514 LANDUSE loc_100_sin2 250m longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 515 LANDUSE loc_100_sin3 250m longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 516 LANDUSE loc_100_sin4 250m longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 517 LANDUSE loc_100_sin5 250m longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 518 LANDUSE loc50_sin1 150m longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 519 LANDUSE loc50_sin2 150m longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 520 LANDUSE loc50_sin3 150m longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 521 LANDUSE loc50_sin4 150m longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 522 LANDUSE loc50_sin5 150m longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 523 LANDUSE loc30_sin1 150m longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 1 524 LANDUSE loc30_sin2 150m longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 2 525 LANDUSE loc30_sin3 150m longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 3 526 LANDUSE loc30_sin4 150m longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 4 527 LANDUSE loc30_sin5 150m longitudinaler Puffer; je 30m lateraler Puffer; Landnutzungsstufe 5 528 LANDUSE loc_con_sin1 150m longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 1 529 LANDUSE loc_con_sin2 150m longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 2 530 LANDUSE loc_con_sin3 150m longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 3 531 LANDUSE loc_con_sin4 150m longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 4 532 LANDUSE loc_con_sin5 150m longitudinaler Puffer; connected landuse; Landnutzungsstufe 5

533 LANDUSE ezgpofl_sin1 LN im Gesamteinzugsgebiet; lateraler Puffer bis potentielles Auenniveau; Landnutzungsstufe 1





538 LANDUSE 1pofl_sin1 1km longitudinaler Puffer; lateraler Puffer bis potentielles Auenniveau; Land-nutzungsstufe 1










548 LANDUSE 10pofl_sin1 10km longitudinaler Puffer; lateraler Puffer bis potentielles Auenniveau; Landnutzungsstufe 1






553 HEMEROBY Site_code PK IHG

554 HEMEROBY HEM_PX_10_POFL1 10 km longitudinaler Puffer; lateraler Puffer bis potentielles Auenniveau; Hemerobiestufe1 (ahemerob - alpha-mesohemerob)

555 HEMEROBY HEM_PX_10_POFL2 10 km longitudinaler Puffer; lateraler Puffer bis potentielles Auenniveau; Hemerobiestufe 2 (beta-eyhemerob - alpha-eyhemerob)

556 HEMEROBY HEM_PX_10_POFL3 10 km longitudinaler Puffer; lateraler Puffer bis potentielles Auenniveau; Hemerobiestufe 3 (beta-polyhemerob - metahemerob)

557 HEMEROBY HEM_PX_10_1001 10 km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Hemerobiestufe1 (ahemerob - alpha-mesohemerob )

558 HEMEROBY HEM_PX_10_1002 10 km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Hemerobiestufe 2 (beta-eyhemerob - alpha-eyhemerob)

559 HEMEROBY HEM_PX_10_1003 10 km longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Hemerobiestufe 3 (beta-polyhemerob - metahemerob)

560 HEMEROBY HEM_PX_10_501 10 km longitudinaler Puffer; je 50m lateraler Puffer; Hemerobiestufe1 (aheme-rob - alpha-mesohemerob )



SINUS Datensatz, Wrbka 2003






566 HEMEROBY HEM_PX_10_CONN1 10 km longitudinaler Puffer; connected landuse; Hemerobiestufe1 (ahemerob - alpha-mesohemerob )

567 HEMEROBY HEM_PX_10_CONN2 10 km longitudinaler Puffer; connected landuse; Hemerobiestufe 2 (beta-eyhemerob - alpha-eyhemerob)

568 HEMEROBY HEM_PX_10_CONN3 10 km longitudinaler Puffer; connected landuse; Hemerobiestufe 3 (beta-polyhemerob - metahemerob)

569 HEMEROBY HEM_PX_5_POFL1 5 km longitudinaler Puffer; lateraler Puffer bis potentielles Auenniveau; Hemerobiestufe1 (ahemerob - alpha-mesohemerob )















584 HEMEROBY HEM_PX_1_POFL1 1 km longitudinaler Puffer; lateraler Puffer bis potentielles Auenniveau; Hemerobiestufe1 (ahemerob - alpha-mesohemerob )















599 HEMEROBY HEM_PX_loc_1001 250m longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Hemerobiestufe1 (aheme-rob - alpha-mesohemerob )

600 HEMEROBY HEM_PX_loc_1002 250m longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Hemerobiestufe 2 (beta-eyhemerob - alpha-eyhemerob)

601 HEMEROBY HEM_PX_loc_1003 250m longitudinaler Puffer; je 100m lateraler Puffer; Hemerobiestufe 3 (beta-polyhemerob - metahemerob)










608 HEMEROBY HEM_PX_LOC_CONN1

150m longitudinaler Puffer; connected landuse; Hemerobiestufe1 (ahemerob - alpha-mesohemerob )


150m longitudinaler Puffer; connected landuse; Hemerobiestufe 2 (beta-eyhemerob - alpha-eyhemerob)


150m longitudinaler Puffer; connected landuse; Hemerobiestufe 3 (beta-polyhemerob - metahemerob)


611 POPULATION HYDROID ID des Einzugsgebietes aus digHAO, PK 612 POPULATION HYDROCODE Attribute aus digHAO 613 POPULATION JUNCTIONID Attribute aus digHAO 614 POPULATION AREASQKM Groesse des Teileinzugsgebietes digHAO 615 POPULATION FLUSSNAME Name des Flusses

Digitaler Hydrologischer Atlas Öster-reich Fürst et al 2004 (digHAO), Berechnung durch IHG

616 POPULATION TEG_SUM-POP Summe Einwohner in Teileinzugsgebiet 617 POPULATION TEG_POP_DENS Einwohnerdichte im Teileinzugsgebiet 618 POPULATION TEG_PX_MEAN_POP durchschn. Anzahl EW pro Pixel (30*30m) im Teileinzugsgebiet 619 POPULATION TEG_AREA_POP besiedelte Flaeche im Teileinzugsgebiet 620 POPULATION EZG_SUM_POP Summe Einwohner im Gesamteinzugsgebiet 621 POPULATION EZG_PX_MEAN_POP durchschn. Anzahl EW pro Pixel (30*30m) im Gesamteinzugsgebiet 622 POPULATION EZG_AREA_POP besiedelte Flaeche im Gesamteinzugsgebiet

Analyse auf Basis der Gemeinden – SINUS Datensatz

623 WATERQUALITY Site_code PK IHG 624 WATERQUALITY HYDROCODE Code aus digHAO des Teileinzugsgebietes, in das der Fischpunkt faellt 625 WATERQUALITY VEG Verhaeltnis von catchtot/pctchtot 626 WATERQUALITY MABHOE mittlere Abflusshoehe ueber catchtot 627 WATERQUALITY MGN mittlerer Gebietsniederschlag ueber catchtot


628 WATERQUALITY COUNT_SEWA_UP Anzahl Kläranlagen flussauf 629 WATERQUALITY SUM_KAPA_UP Summe der Ausbaukapazitaeten der Klaeranlagen flussauf 630 WATERQUALITY KAPA_NEXT_UP Ausbaukapazitaet der naechsten Klaeranlage flussauf 631 WATERQUALITY Dist_nxtSWP Entfernung zur naechsten Klaeranlage 632 WATERQUALITY COUNT_POINT_UP Anzahl Punktquellen flussauf 633 WATERQUALITY Dist_nxtPS Entfernung zur naechsten Punktquelle

Kläranlagen und Punktquellen - UBA

634 WATERQUALITY Q2001 Gewaessergueteklasse im Jahr 2001 635 WATERQUALITY Q1998 Gewaessergueteklasse im Jahr 1998 636 WATERQUALITY Q1988 Gewaessergueteklasse im Jahr 1988 637 WATERQUALITY Q1966 Gewaessergueteklasse im Jahr 1966 638 WATERQUALITY QLENGTH_01 Laenge des zugehoerigen Waterbody 2001 639 WATERQUALITY QLENGTH_98 Laenge des zugehoerigen Waterbody 1998 640 WATERQUALITY QLENGTH_88 Laenge des zugehoerigen Waterbody 1988 641 WATERQUALITY QLENGTH_66 Laenge des zugehoerigen Waterbody 1966 642 WATERQUALITY Q01 Gewaessergueteklasse im Jahr 2001 643 WATERQUALITY Q98 Gewaessergueteklasse im Jahr 1998 644 WATERQUALITY Q88 Gewaessergueteklasse im Jahr 1988 645 WATERQUALITY Q66 Gewaessergueteklasse im Jahr 1966


Documents

A Model-Based Instrument for River Restoration … A Model-Based Instrument for River Restoration Entwicklung eines strategischen Instruments zur integrativen Bewertung ökologischer