Klimaänderungen können sich massiv auf aquatische Ökosysteme

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 Beurteilung der Auswirkungen möglicher Klimaänderungen auf die Fischfauna anhand ausgewählter Fließgewässer Endbericht GZ 54 3895/163‐V/4/03 Auftragnehmer Institut für Hydrobiologie und Gewässermanagement (IHG) Institut für Meteorologie (BOKU‐Met) Department für Wasser ‐ Atmosphäre – Umwelt BOKU‐ Universität für Bodenkultur Wien Im Auftrag von Bundesministerium für Land‐ und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft Abteilung V/4, Immissions‐ und Klimaschutz Dezember 2004 Beurteilung der Auswirkungen möglicher Klimaänderungen auf die Fischfauna anhand ausgewählter Fließgewässer Projektleitung S. Schmutz (Gesamtleitung) Institut für Hydrobiologie und Gewässermanagement‐ BOKU C. Matulla (Klima) Institut für Meteorologie ‐ BOKU Projektteil Fische Institut für Hydrobiologie und Gewässermanagement‐ BOKU A. Melcher S. Schmutz Projektteil Klima Institut für Meteorologie ‐ BOKU C. Matulla T. Gerersdorfer P. Haas H. Formayer Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische Danksagung Unser Dank gilt dem Hydrographischen Zentralbüro (HZB) Wien für die Bereitstellung der Wassertemperaturdaten, insbesondere Frau Dr. Gabriele Müller und Herrn Dr. Viktor Weilguni für die Auskünfte und Herrn Erich Fischer für die Übermittlung der Daten. Weiter Daten wur‐
den uns auch freundlicher Weise vom Hydrographischen Dienst des Landes Tirol zur Verfü‐
gung gestellt. Wir möchten uns auch bei Dr. Herbert Matulla für die Durchsicht der Klimaaus‐
wertungen und für die Anregungen und Frau Gardeike vom GKSS Forschungszentrum für die Bearbeitung der Graphiken bedanken. Dank gebührt auch Herrn DI Andreas Zitek und DI Gün‐
ther Unfer für die kritische Durchsicht des Berichtes. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 1/47 Zusammenfassung Ziel dieses interdisziplinären Pilotprojektes war die Entwicklung von Modellen zur Abschätzung der Auswirkungen möglicher Klimawandelszenarien auf die Fischfau‐
na ausgewählter österreichischer Fließgewässer. Es sollte untersucht werden, ob die mit Zirkulationsmodellen simulierte globale Temperaturänderung in Österreich ei‐
nen statistisch fassbaren Einfluss auf die Wassertemperatur von Fließgewässern hat und ob in weiterer Folge die Fischfauna dadurch beeinträchtigt wird. Da es in Österreich bislang keine vergleichbaren Studien gab, musste im Rahmen des Projektes eine neue Methodik für diese Fragestellung erarbeitet werden. Die entwi‐
ckelte methodische Vorgansweise setzt sich im Wesentlichen aus 3 Schritten zusam‐
men. (1) Globale Klimaänderungen lassen sich mithilfe von Downscaling‐Modellen auf regionale Ebene herunter brechen und somit die Lufttemperaturen entlang der Fließgewässer ermitteln. (2) Die Wassertemperatur lässt sich wiederum anhand der berechneten Lufttem‐
peratur sowie anderer gewässerspezifischer Parameter modellieren. (3) Im dritten Modellansatz wird die Fischfauna auf Basis der Wassertemperatur und anderer gewässerspezifischer Parameter modelliert. Diese Methodik wurde an ausgewählten Fallbeispielen (Mur, Ybbs) angewendet. Da die Verfügbarkeit von Wassertemperaturdaten in Österreich äußerst limitiert ist, war es letztendlich nur an der Mur möglich eine durchgehende Modellkette zu erstellen. Grundsätzlich ist jedoch diese Methode auf andere Gewässer übertragbar. Die Modelle wurden anhand von Daten des Zeitraumes 1976‐1998 geeicht. Der Ab‐
schätzung der zukünftigen Entwicklung (2001‐2049) wurde ein Klimaszenario, das IS92a Szenario (IPCC), zugrunde gelegt, das davon ausgeht, dass die Entwicklungen der letzten Jahrzehnte sich in der Zukunft fortsetzen (ʹbusiness as usualʹ). Im Rahmen der Studie konnte eine plausible Modellkette erstellt werden, die es er‐
möglicht, den Einfluss klimabedingter Erhöhungen der Lufttemperatur, deren Fol‐
gewirkungen auf die Wassertemperatur und letztendlich die Konsequenzen für die Fischfauna abzuschätzen. Die Daten und Modelle zeigen und prognostizieren an allen untersuchten Stellen der Mur und Ybbs beim Vergleich Beobachtungszeitraum (1976‐1998) versus Prognose‐
zeitraum (2001‐2049) eine Zunahme des Jahresmittels der Wassertemperatur von ei‐
nigen wenigen Zehntel Grad Celsius in den Oberläufen (Rhithral) bis zu knapp 2 Grad Celsius in den Unterläufen (Potamal). Der Trend der Wassertemperaturzu‐
nahme ist nicht nur für den prognostizierten Zeitraum sondern auch bereits für den Zeitraum ab 1976 im selben Ausmaß erkennbar. Dies stellt ein im Bereich der Gewäs‐
serökologie bislang weitgehend unbekanntes Phänomen dar. Während zwar allge‐
mein für die Zukunft Änderungen der Wassertemperaturverhältnisse erwartet wer‐
Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 2/47 den, so ist, soweit uns bekannt, in keiner Studie ein Nachweis für einen bereits in den letzten 3 Jahrzehnten auftretenden Trend belegt. Die Fischartengemeinschaften der Fließgewässer im Längsverlauf sind durch eine Abfolge so genannter Fischregionen gekennzeichnet, die in engem Zusammenhang mit der Längsentwicklung der Wassertemperatur stehen. Die mittlere Jahreswasser‐
temperatur nimmt z.B. im Längskontinuum der Mur im Beobachtungszeitraum (1976‐2001) ausgehend von 4,13 °C im Epirhithral um je durchschnittlich 1,6 °C pro Fischregion bis auf 10,6 °C im Metapotamal zu. Die Folgen der Wassertemperaturerhöhungen für die Fischfauna für den Zeitraum 2001‐2049 schlagen sich in einer prognostizierten Verschiebung der Artenzusammen‐
setzung nieder. Obwohl die Temperaturerhöhungen im Oberlauf wesentlich geringer sind, kommt es im gesamten Flussverlauf der Mur (Flusskilometer 37‐347) zu einer Verschiebung der Fischregionen um +0,37 Regionen. Dies bedeutet für die einzelnen Murabschnitte eine Abnahme kälteliebender (v.a. Salmoniden) und eine Zunahme wärmeliebender Arten (v.a. Cypriniden). Räumlich betrachtet entspricht dies einer Verlagerung der Fischregionen nach flussauf im Ausmaß von 40‐50 km. Andere, die Fischregionsverteilung in diesem Zeitraum wesentlich beeinträchtigende Faktoren konnten ausgeschlossen werden. Die Änderungen würden bedeuten, dass ein großer Teil des derzeitigen Hyporhithrals der Mur sich zukünftig in ein Epipotamal ver‐
wandeln würde. Damit würde über weite Bereiche die derzeit noch dominierende Äsche von anderen Arten abgelöst werden. Dem klimabedingten flussaufgerichteten Ausweichen kälteliebender Arten, wie der Äsche und Bachforelle, sind aufgrund anderer limitierender Faktoren, wie Gewäs‐
serdimension, Grenzen gesetzt. Letztendlich würde dies zu einer Reduktion der Ausdehnung der Äschen‐ und Bachforellenregion in Österreich führen. Dies könnte im Falle der Äsche und des Huchens vergleichsweise rasch erfolgen, da diese Arten bereits aufgrund hydromorphologischer Belastungen stark gefährdet sind. Anderer‐
seits könnte dies exotische, wärmeresistentere Arten, wie die Regenbogenforelle, be‐
günstigen, die wiederum verstärkte Konkurrenz auf die heimischen Arten ausüben könnten. Insgesamt betrachtet, dürfte von der Klimaerwärmung und den daraus resultieren‐
den Veränderungen in Fließgewässern v.a. die Rhithralfauna betroffen sein. Diese Gewässer stellen jedoch aus fischereilicher Sicht die attraktivsten und ökonomisch interessantesten Gewässer dar. Weitere Forschungen sind notwendig, um die hier entwickelte Methodik zu verfei‐
nern und an einem breiteren Spektrum von Daten bzw. Fließgewässern zu validie‐
ren. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 3/47 Inhaltsverzeichnis 1.
2.
3.
4.
Einleitung ...............................................................................................................................4
1.1.
Problemstellung.............................................................................................................4
1.2.
Zielsetzung des Projektes.............................................................................................5
Methodik.................................................................................................................................6
2.1.
Datenbeschaffung..........................................................................................................7
2.2.
Downscaling Modelle ...................................................................................................9
2.3.
Lufttemperatur – Wassertemperatur Modell ..........................................................10
2.4.
Wassertemperatur – Fisch Modelle ..........................................................................10
Ergebnisse.............................................................................................................................13
3.1.
Wassertemperatur und Durchfluss an der Mur und Ybbs ...................................13
3.2.
Lufttemperatur – Wassertemperatur Modelle ........................................................16
3.3.
Lufttemperatur – Wassertemperatur Szenarien .....................................................20
3.4.
Fischökologische Beschreibung der Mur und der Ybbs ........................................24
3.5.
Fischökologische Datengrundlage und Datenbank ...............................................27
3.6.
Zusammenhang zwischen Fischregion und abiotischen Kennwerten................27
3.7.
Wassertemperatur – Fisch Modelle ..........................................................................29
3.8.
Möglicher Einfluss des Gletscherrückganges auf die Wassertemperatur ..........38
Diskussion ............................................................................................................................40
4.1.
Methodische Vorgangsweise.....................................................................................41
4.2.
Klimatologische Zusammenhänge und Modelle....................................................42
4.3.
Fischfauna.....................................................................................................................43
Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 4/47 1. Einleitung Klimaänderungen zählten zu den stärksten zukünftigen Bedrohungen intakter Öko‐
systeme. Obwohl sich die Nachweise für Klimaänderungen ständig verdichten, lie‐
gen erst wenige Untersuchungen über deren Folgewirkungen für einzelne Organis‐
mengruppen vor (Kromp‐Kolb & T. Gerersdorfer 2003). In Österreich wurden bis‐
lang mögliche Auswirkungen auf die aquatischen Lebensgemeinschaften kaum un‐
tersucht (Graf & Moog 2003, Schmutz & Jungwirth 2003). Im Rahmen vorliegenden interdisziplinären Projektes zwischen dem IHG‐BOKU (In‐
stitut für Hydrobiologie und Gewässermanagement und dem IM‐BOKU (Institut für Meteorologie) werden grundlegende Zusammenhänge zwischen klimatischen Fakto‐
ren und der Fischfauna untersucht und darauf aufbauend Simulationsmodelle für eine Abschätzung möglicher Folgen für Fische entwickelt. Da es kaum vergleichbare Untersuchungen zu diesem Thema in Österreich gibt, be‐
sitzt diese Studie Pilotcharakter. Folglich mussten im Rahmen der Studie grundle‐
gende methodische Fragen abgeklärt werden. Die Anwendung der erarbeiteten Me‐
thode erfolgte schließlich an 2 ausgewählten Fließgewässern, der Mur und der Ybbs. Fische stellen aufgrund ihrer spezifischen Ansprüche übergeordnete Indikatoren für die Quantifizierung möglicher klimabedingter Veränderungen dar. 1.1. Problemstellung Alle Klimaszenarien zeigen einen globalen Anstieg der Lufttemperatur. Für den Niederschlag erwartet man zwar weltweit einen Anstieg, hier zeigen sich jedoch große regionale und saisonale Unterschiede, wobei sich für Europa sogar öfters eine Abnahme der Niederschläge ergibt (IPCC 2001). Weltweit wird ein deutlicher Tem‐
peraturanstieg in vielen Gewässern beobachtet. So ist in der österreichischen Donau in den letzten 100 Jahren die mittlere jährliche Wassertemperatur um 1,3 °C von 8,9 °C auf 10,2 °C angestiegen (Schmutz & Jungwirth 2003). Fische sind in vielfältiger Weise vom Klimawandel betroffen. Neben den Verände‐
rungen hydromorphologischer Prozesse in den Gewässern steht v.a. die Wassertem‐
peratur im Zentrum des Interesses. Die Temperatur der Lebensräume aquatischer Organismen ist eng mit ihrer Evolution, Verbreitung und Ökologie verknüpft. Fische reagieren als wechselwarme Organismen besonders sensibel auf Temperaturverän‐
derungen. Alle Lebensbereiche sind stark von der Wassertemperatur beeinflusst, oftmals limitieren schon geringfügige Änderungen das Überleben einzelner Arten oder Lebensstadien und damit auch Vorkommen bzw. Verbreitung. Eine grundsätzliche Arbeitshypothese auf der dieses Projekt beruht ist, dass sich die Temperaturveränderungen, die sich in den globalen Modellszenarien finden und die Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 5/47 sich auch in Österreich widerspiegeln (Matulla et. al 2003) einen entscheidenden Ein‐
fluss auf die Wassertemperatur haben. Falls sich ein statistisch signifikanter Zusam‐
menhang zwischen der Luft‐ und der Wassertemperatur ableiten lässt, kann die Ver‐
änderung der Lufttemperatur in den Szenarien benutzt werden, um Aussagen über die Modifikation der Wassertemperatur zu schätzen. Eine zweite Hypothese ist, dass sich aus der Änderung der Wassertemperatur Aus‐
sagen über die Auswirkung der Klimaszenarien auf die Fischfauna ableiten lassen. Während v.a. in Nordamerika zum Thema Klimawandel und dessen Folgen für Süßwasserfische bereits seit ca. 15 Jahren Untersuchungen laufen, ist die diesbezügli‐
che Forschung in Österreich praktisch nicht existent. Die Prognosen sind jedoch a‐
larmierend, ist doch mit einer Verdrängung von Kaltwasserfischarten Richtung Pole bzw. höherer Höhenlagen zu rechnen (Casselman 2002, Jackson & Mandrak 2002, Rahel 2002). Übertragen auf Österreich würde dies ein Zurückdrängen z.B. der Sal‐
moniden bedeuten. Einzelne Arten, wie z.B. die Äsche, sind derzeit infolge anderer anthropogener Eingriffe in ihrem Bestand schon so stark gefährdet, dass zusätzliche, klimabedingte Beeinträchtigung sie an den Rand des Aussterbens bringen könnten. Salmonidengewässer zählen zu den attraktivsten Angelsportgewässern in Öster‐
reich. Abnahme der Lebensraumqualität der Gewässer oder Verlust einzelner Ge‐
wässerstrecken würde neben ökologischen auch deutliche sozioökonomische Folge‐
wirkungen erwarten lassen. 1.2. Zielsetzung des Projektes Zielsetzung des Projektes ist die Entwicklung von Modellen zur Abschätzung der Auswirkungen möglicher Klimawandelszenarien auf die Fischfauna ausgewählter österreichischer Fließgewässer. Folgende Hypothesen werden getestet: A. Die mit Zirkulationsmodellen simulierte globale Temperaturänderung führt in Österreich zu räumlich und saisonal differenzierten Temperaturzunahmen. Diese lokalen Temperaturzunahmen haben einen statistisch fassbaren Einfluss auf die Wassertemperaturen. B. Infolge der Wassertemperaturerhöhungen verschieben sich Fischregionen hö‐
henzonal nach oben. Der Lebensraum von Kaltwasserfischarten wird dadurch eingeschränkt, jener von wärmeres Wasser bevorzugenden Arten erweitert. Folgende Detailfragen werden untersucht: •
Kann ein statistisch robustes Modell, das den Zusammenhang zwischen der Lufttemperatur (und gegebenenfalls anderen gewässerspezifischen Parame‐
tern) und der Wassertemperatur beschreibt, formuliert werden? Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 6/47 •
Spiegeln sich die aus globalen Klimaänderungsszenarien abgeleiteten lokalen Szenarien in der Wassertemperatur wider? •
Quantifizierung der Verschiebung der Fischregionen nach flussauf •
Reduktion und Ausdehnung einzelner Fischregionen •
Verlagerung der Standortsoptima für einzelne Indikatorarten im Längsverlauf der Fließgewässer •
Erweiterung und Verlust von Lebensraum für einzelne Fischarten •
Erhöhtes Gefährdungspotential für bedrohte Fischarten infolge der Klimaän‐
derung •
Erste Quantifizierungsversuche bezüglich des Einflusses der Veränderung der Schneeschmelze und Gletscherspende auf einzelne Fischarten 2. Methodik Der für die Fischfauna wesentliche Wärmehaushalt im Längsverlauf der Fließgewäs‐
ser ist von vielen Faktoren abhängig, wobei klimatische Faktoren von übergeordne‐
ter Bedeutung sind. Die Quelltemperatur (Grundwassertemperatur) korreliert deut‐
lich mit der mittleren jährlichen Lufttemperatur. Mit zunehmender Entfernung von der Quelle kommt es im Sommer zu einer Erwärmung und im Winter zu einer Ab‐
kühlung der Gewässer, deren Grad grundsätzlich von der Gewässerdimension ab‐
hängt. In Hinblick auf eine mögliche Klimaänderung ist es auch von Bedeutung, ob die Gewässer gegenwärtig im Winter zufrieren und so die Kopplung Luft‐ zu Was‐
sertemperatur unterbrechen. Lokal kann dieses Temperaturkontinuum durch Seen oder Grundwassereinträge unterbrochen sein. Kleine Gewässer weisen generell grö‐
ßere tages‐ und jahreszeitliche Schwankungen auf als große Gewässer. Die Lufttem‐
peratur und die Gewässerdimension stellen somit übergeordnete Parameter zur Cha‐
rakterisierung der Wassertemperaturverhältnisse dar. Klimaänderungen führen auch zur Beeinflussung anderer die Fischfauna prägenden Faktoren. Hiezu sind v.a. das Abflussgeschehen letztendlich aber auch Änderungen des Feststoffhaushaltes sowie der morphologischen Ausgestaltung der Gewässer zu zählen. Nicht zuletzt können auch Sekundäreffekte wirksam werden, wie z.B. kli‐
mawandelbedingte Änderung der toxischen Belastung von Fischen durch Schadstof‐
fe. Im Rahmen dieser Pilotstudie wurden jedoch diese Faktoren ausgeklammert und das Augenmerk auf den zentralen Faktor Wassertemperatur gerichtet. Für die Ermittlung des Zusammenhanges von Klimaänderungen und Fischfauna über die Wassertemperatur wurde ein Verfahren entwickelt, das aus einer Abfolge von 3 Modellansätzen besteht: (4) Globale Klimaänderungen lassen sich mithilfe von Downscaling‐Modellen auf regionale Ebene herunter brechen und somit die Lufttemperaturen entlang der Fließgewässer ermitteln. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 7/47 (5) Die Wassertemperatur lässt sich wiederum anhand der berechneten Lufttem‐
peratur sowie anderer gewässerspezifischer Parameter modellieren. (6) Im dritten Modellansatz wird die Fischfauna auf Basis der Wassertemperatur und anderer gewässerspezifischer Parameter modelliert. 2.1. Datenbeschaffung Von österreichischen Fließgewässern liegen nur sehr wenige Daten über Wassertem‐
peraturen vor. Diese Daten werden an Messstellen des Hydrographischen Zentralbü‐
ros (HZB) erhoben. Im Falle der Lufttemperatur und der Gewässergröße ist das Messnetz viel engmaschiger als im Falle der Wassertemperatur. Für die Auswahl der Daten für Luft‐ und Wassertemperatur waren folgende Krite‐
rien ausschlaggebend: Es waren Fliessgewässer gesucht, -
an denen genügend Daten aus den Befischungen des IHG vorliegen, -
an denen sich andere anthropogene Einflüsse (Lauf‐, Wärmekraftwerke, Regu‐
lierungen) bisher nicht bzw. möglichst wenig auswirken (zumindest in Bezug auf die im Rahmen dieses Projektes untersuchten Fragestellungen), -
an denen der Anteil der Gletscherschmelze am Abfluss vernachlässigbar ist (siehe Kapitel gletscherbeeinflusste Gewässer) und -
an denen genügend Messstellen für Luft‐ und vor allem Wassertemperatur vorliegen. Aufgrund dieser Rahmenbedingungen war die Auswahl der in Frage kommenden Flüsse bereits sehr eingeschränkt und auch die anfängliche Annahme, das HZB habe an allen Messstellen, an denen Wassertemperaturdaten vorliegen, auch Lufttempera‐
turen aufgezeichnet, erwies sich als nicht zutreffend. Die Bereitstellung von Fischdaten gestaltete sich hingegen als vergleichsweise ein‐
fach. Im Rahmen einer Vielzahl von fischökologischen Untersuchungen in den letz‐
ten 20 Jahren am IHG sowie in Zusammenarbeit mit anderen Institutionen, insbe‐
sondere im Rahmen des EU‐Projektes FAME, wurde an der HFA eine Fischdaten‐
bank erstellt, in die derzeit etwa Fisch‐ und Umweltdaten von 1000 Probenstellen (1400 Befischungen) an 300 Flüssen enthalten sind. Diese Datenbank umfasst einer‐
seits Freilanderhebungen der Fischbestände, andererseits auch historische Daten ü‐
ber das Fischvorkommen, bevor systematische Eingriffe das Bild der Fischfauna ver‐
änderten. Die Datenbeschaffung der Wassertemperatur, die anfangs als Aufgabe mit sehr ge‐
ringem Aufwand eingeschätzt wurde, entpuppte sich letztlich als relativ aufwändig: So galt es für die gewählten Flüsse jene Messstellen ausfindig zu machen, an denen irgendwann in der Vergangenheit Daten aufgezeichnet wurden. Das waren im Laufe der Jahre nicht immer die gleichen, manche Messstellen wurden aufgelassen, andere kamen hinzu. Der Weg führte über die Sichtung möglichst vieler Hydrographischer Jahrbücher, um so eine größtmögliche Anzahl von Messstellen zu ermitteln. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 8/47 Schließlich wurden 2 Fließgewässer, die Flüsse Ybbs (nö. Alpenvorland) und Mur (subalpin geprägt) ausgewählt, da der Schwerpunkt des Projektes auf die Methoden‐
entwicklung gelegt war und die beiden Gewässer lediglich als exemplarische Fallbei‐
spiele Verwendung fanden. Bei der Mur wird an 5 Stationen Wassertemperatur und Durchfluss gemessen, bei der Ybbs sind es 2 Stationen, die beide Größen liefern. Abb.1: Ausgewählte Fließgewässer, Mur und Ybbs, sowie Lage der Wassertemperaturmess‐
stellen des HZB Das HZB hat die Daten ab 1976 in digitaler Form vorliegen. Der Aufwand für das Digitalisieren bzw. auch für das Eruieren, an welchen Messstellen welche Daten wei‐
ter zurück in die Vergangenheit, über welche Perioden und in welcher Qualität vor‐
liegen, wurde als zu groß für dieses Pilotprojekt bewertet, weshalb die Datenreihen von 1976 bis 2000 die Basis für die Analysen und Modelleichung bilden. Die Daten für Wasser‐ bzw. Lufttemperatur an den gewählten Flüssen liegen als Monatsmittel vor; sie wurden einer grundsätzlichen Plausibilitätsprüfung unterzo‐
gen, die zufrieden stellende Ergebnisse erbrachte. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 9/47 Tabelle 1: Stationen an denen für die Periode 2001–2049 Szenarien für die Wassertemperatur generiert werden. An diesen Stationen liegen in der Beobachtungsperiode (1976–
1998) Wassertemperaturen, Lufttemperaturen und Durchflussmessungen vor. Fluss Messstelle HZB‐Nr. Koordinaten Seehöhe Quelldistanz Breite Länge [m.ü.A.] [km] Mur St. Michael 203752 47,09 13,64 1042 37,32 Mörtelsdorf 203794 47,13 13,70 1010 50,73 Frohnleiten 211300 47,27 15,33 415 317,00 Graz 211326 47,08 15,43 341 346,71 Mureck 211490 46,71 15,79 224 408,01 207654 47,89 14,83 391 70,78 Greimpersdorf 207688 48,11 14,89 262 111,11 Ybbs Opponitz 2.2. Downscaling Modelle Es war im Rahmen dieser Pilotstudie nicht geplant, Globale Zirkulations‐Modell (GCM) Szenarien direkt mit den Wassertemperaturen oder gar mit den Verteilungen der Fischpopulationen zu verknüpfen, sondern in einem ersten Schritt auf die ’klas‐
sische’ lokale Größe ’Lufttemperatur’ herunter zu rechnen: Mit GCMs berechnete Szenarien sind nicht geeignet, direkt auf der regionalen Skala Aussagen über mögli‐
che Veränderungen zu treffen. Es ist notwendig, die Information von der groben Ska‐
la der GCMs auf die regionale Skala zu transformieren. Dabei konnten wir einerseits in der Vergangenheit auf ALOCLIM‐Daten der Zentralanstalt für Meteorologie und Geodynamik (ZAMG) (Auer et al. 2001) und andererseits auf eigenen Szenarien (Ma‐
tulla and Haas 2003; Matulla 2005) zurückgreifen. Das im Rahmen vorliegender Studie getestete Klimaszenario ist das IS92a Szenario, das davon ausgeht, dass die Entwicklungen der letzten Jahrzehnte sich in der Zu‐
kunft fortsetzen (ʹbusiness as usualʹ). Dieses Szenario wurde mit dem ECHAM4/OPYC3 (Roeckner et al. 1996) Klimamodell für die erste Hälfte des 21. Jahrhunderts realisiert. Dieses berechnet mögliche Veränderung des Klimas auf einer groben Skala und geht von festgelegten Annahmen bzgl. Emissionen, Bevölkerungs‐
entwicklung und Energieverbrauch aus, die auf keiner einschneidenden Klimapolitik basieren. Von diesem Szenario haben wir die ʹgreenhouse gas onlyʹ ‐ Variante be‐
trachtet (IPCC 2001).
Diese verwendeten Datensätze liegen auf Monatsbasis vor und wurden mit einem Interpolationsverfahren, das auch die Höhenabhängigkeit der Temperatur berück‐
sichtigt auf die Punkte entlang der Flüsse übertragen, an denen die Beobachtungen von Wassertemperatur und Durchfluss vorliegen. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 10/47 2.3. Lufttemperatur – Wassertemperatur Modell Der nächste Schritt besteht darin, eine Beziehung aufzustellen, die die Wassertempe‐
ratur als Funktion der Lufttemperatur sowie weiterer gewässerspezifischer Faktoren beschreibt. Dafür wurde eine multiple lineare Regression (MLR) angesetzt, in der neben der Lufttemperatur auch der Durchfluss enthalten ist. Die MLR wurde in der Beobachtungsperiode (1976–1998) für jeden Monat des Jahres an jeder Station kalib‐
riert. Dieser Zeitraum ist für die Entwicklung eines statistischen Modells knapp. Als Kalibrierungszeitraum wird daher wegen ihrer Kürze die gesamte Beobachtungspe‐
riode (1976–1998) gewählt. Dabei gehen durch die Standardabweichung geteilte Wer‐
te für Temperatur und Durchfluss an den Stationen ein. Dies im Wesentlichen aus zwei Gründen: (i) Temperatur und Durchfluss haben verschiedene Dimensionen (nicht entscheidend, da man die Dimension in die Koeffizienten packen könnte) und (ii) da der Durchfluss von der Quelle weg stark zunimmt (Zubringer), könnte man die MLR Modelle (deren Koeffizienten) an den einzelnen Stationen nicht gut verglei‐
chen. Da die MLR Modelle Monat für Monat an allen Stationen gebildet werden, ent‐
spricht das einer Standardisierung der Variablen. Somit ergibt sich folgende Funkti‐
on: Dabei steht Wt für die Wassertemperatur, At für die Lufttemperatur und Fr für den Durchfluss. Diese Größen werden durch ihre Standardabweichung dividiert. α, β und γ sind daher die dimensionslosen Koeffizienten der MLR. Sie sind abhängig von m und s. m bezeichnet das Monat (d.h. 1 ≤ m ≤ 12), t steht für das Jahr (in der Kalib‐
rierungsperiode ist zwischen 1976 und 1998 und in der Szenarioperiode zwischen 2001 und 2049). s steht für die Messstelle (z.B. St. Michael). Für die Zukunft (Szenarioperiode: 2001–2049) hat man die Lufttemperaturen vorlie‐
gen, die aus unseren Szenarien interpoliert worden sind. Für die Entwicklung des Durchflusses in der Szenarioperiode nehmen wir in nullter Näherung an, dass sich der in der Vergangenheit beobachtete Trend in der Zukunft bei unveränderter Vari‐
anz fortsetzt. Aus diesen beiden Größen (Temperatur und Durchfluss) können nun mit Hilfe der an den Beobachtungen (1976–1998) kalibrierten MLR Szenarien für die Wassertemperatur (2001–2049) abgeleitet werden. Diese Szenarien für die Wasser‐
temperaturen stellen die Eingangsgröße für die Wassertemperatur‐Fisch Modelle dar. 2.4. Wassertemperatur – Fisch Modelle Im letzten Schritt werden die Beziehungen zwischen Fischfauna und der Wasser‐
temperatur unter Einschluss anderer prägender Faktoren für die ausgewählten Ge‐
wässer untersucht. Da österreichische Fließgewässer durch vielfältige Eingriffe be‐
reits beeinträchtigt sind, gilt der Trennung klimabedingter von anderen anthropoge‐
nen Einflüssen besonderes Augenmerk. Grundsätzlich sind dabei Beeinträchtigun‐
Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 11/47 gen, die direkt auf die Wassertemperaturverhältnisse wirken, von anderen Eingriffen (z.B. Hydromorphologie, Wasserqualität) zu trennen. Das Phänomen, dass in Fließgewässern im Längsverlauf jeweils typische Zönosen in Reaktion auf gesetzmäßig auftretende physiographische und physikalisch/chemische Einflüsse einander ablösen, ist schon lange bekannt. Eine Gliederung von Fließge‐
wässern in Fischregionen wird seit etwa 140 Jahren vorgenommen (Fritsch 1872). Das heute verwendete Schema der Fischregionen geht auf Thienemann (1925) zu‐
rück. Illies & Botosaneanu (1963) entwickelten letztendlich das Konzept der “biozö‐
notischen Regionen“. Aus österreichischer Sicht sind folgende Fischregionen von Relevanz: Bioregion Fischregion Fischregionsindex Epirhithral Obere Forellenregion 3 Metarhithral Untere Forellenregion 4 Hyporhithral Äschenregion 5 Epipotamal Barbenregion 6 Metapotamal Brachsenregion 7 Die meisten Fischarten können in mehreren Regionen vorkommen, zudem liegt oft der Verbreitungsschwerpunkt einer Art genau im Übergangsbereich zwischen zwei Regionen. Um eine exaktere Einstufung einer Art hinsichtlich Fischregion und wei‐
terführende statistische Untersuchungen vornehmen zu können, wurde daher von Schmutz et al. (2000) ein artspezifischer “Fischregionsindex“ (FRI) entwickelt. Dieser Index kann jeden Wert zwischen 3 (Obere Forellenregion) und 7 (Metapotamal) an‐
nehmen. Er drückt somit wesentlich genauer die Präferenz einer Art für einen Ab‐
schnitt im Längsverlauf aus als die bloße Zuordnung zu einer Fischregion. Fischregi‐
onen sind anhand dominierender Arten und jeweiliger Begleitfischarten definiert. In dieses Kriterium fließt somit sowohl das Artenvorkommen als auch die Dominanz‐
struktur ein. Rechnerisch lässt sich die Fischregion folgendermaßen ermitteln. Die Individuenan‐
zahl pro Art (Ind.A) multipliziert mit dem artspezifischen Fischregionsindex (Inde‐
xA) aufsummiert und dann dividiert durch die Gesamtindividuenanzahl aller Arten (Ind.Ges) ergibt den mittleren Fischregionsindex einer Probenstelle (IndexPr). Ana‐
log berechnet sich der IndexPr aus der relativen Artenverteilung des prozentuellen Anteils einer Art am Bestand (Ind%A) und des artspezifischen Fischregionsindex (IndexA), dividiert durch 100. IndexPr =
∑ (Ind.
A
∗ Index A )
Ind.Ges
=
∑ (Ind%
A
100
Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische ∗ IA )
12/47 Diese Berechnungsart stellt eine einfache Methode zur Ermittlung der aktuellen Fischregion dar und erlaubt eine standardisierte Analyse von Probenstellen. Dieser numerische Index dient aber auch zur Erstellung von Leitbildmodellen (potentielle Fischregion). Dieses Verfahren ermöglicht auch die zahlenmäßige Beschreibung der Fischregion aus historischen Daten, wenn zumindest die relativen Anteile der we‐
sentlichen Arten dokumentiert sind. Anhand des Kriteriums Fischregion kann über‐
prüft werden, ob sich die Fischregion im Untersuchungsabschnitt aufgrund anthro‐
pogener Eingriffe verschoben hat oder nicht. Mit Hilfe des Index können auch ge‐
ringfügige Verschiebungen dokumentiert und bewertet werden. Die Wassertemperatur ist einer der wesentlichen Parameter, der die Abfolge der ein‐
zelnen Fischregionen bestimmt (Moog & Wimmer 1994, Graf & Moog 2003). Es ist daher anzunehmen, dass die Wassertemperatur in enger Beziehung zum Fischregi‐
onsindex steht. Vor Beginn der Analysen wurden die vorliegenden Daten auf Richtigkeit und Plau‐
sibilität geprüft. Dies geschah weitgehend durch graphische Darstellungen wie z.B. Boxplots, bei welchen statistische Ausreißer und Extremwerte ausgewiesen werden. Diese Qualitätskontrollen erfolgten sowohl auf Basis von Monatsmitteln, als auch saisonalen‐ und jahreszeitlichen Mittelwerten über den Zeitraum 1976 bis 2001. Mit Hilfe der o.g. Daten und vorliegender Befischungsdaten wurden die Fischgewässer‐
abschnitte in den ausgewählten Gewässern festgelegt und abgegrenzt. Zur Überprüfung, ob verwendete Probenstellen durch andere anthropogene Eingrif‐
fe beeinträchtigt sind, die sich auf die Fischfauna auswirken könnten, wurde der ak‐
tuelle Fischregionsindex mit dem potentiellen Fischregionsindex verglichen. Der po‐
tentielle Fischregionsindex stellt den Erwartungswert ohne anthropogene Eingriffe dar (vgl. Schmutz et al. 2000). Die Abschätzung möglicher Klimaeinflüsse auf die Fischfauna erfolgt nach dem Prinzip der „Space‐for‐time substitution“. Dabei werden rezent oder historisch er‐
mittelte Zusammenhänge zwischen Klimafaktoren und der räumlichen Verteilung von Organismen als Prognoseinstrumente für die zeitliche Entwicklung herangezo‐
gen. So verwenden wir die aktuell bzw. in jüngerer Vergangenheit beobachtete längszonale Verteilung der Fischregionen als Modell für die zeitliche Änderung der räumlichen Verteilung der Fischregionen in der Zukunft. Bei der Entwicklung dieser Wassertemperatur – Fisch Modelle wird nun der Fischre‐
gionsindex einzelner Gewässerabschnitt bzw. Stationen der Wassertemperatur sowie weiteren prägenden gewässerspezifischen Parametern in einer MLR gegenüberge‐
stellt. Bei den Fischdaten wurden nur jene Probenstellen aus der institutseigenen Da‐
tenbank (HaFiDat) berücksichtigt, die in unmittelbarer Nähe der Wassermessstatio‐
nen lagen. Aus allen Probenstellen einer Station wurde dann ein mittlerer Fischregi‐
onsindexes ermittelt. Zuerst wurden mögliche Änderungen der Wassertemperaturen der einzelnen Statio‐
nen bzw. Fischregionen überprüft. Im Anschluss erfolgte die Erstellung eines Refe‐
Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 13/47 renzmodells für die Mur, da nur hier eine ausreichende Anzahl von Messstationen vorlag. Für das Modell wurden die mittleren Monatsmittel der Sommermonate he‐
rangezogen, da in dieser Jahreszeit am ehesten mit kritischen Reaktionen der Fisch‐
fauna zu rechnen ist. 3. Ergebnisse 3.1. Wassertemperatur und Durchfluss an der Mur und Ybbs An den Stationen St. Michael, Mörtelsdorf, Frohnleiten, Graz und Mureck liegen Messungen von Wassertemperatur und Durchfluss vor. Mit rund 444 km Länge zählt die Mur zu den Hauptflüssen Österreichs. Rund 350 km der Mur verlaufen in Öster‐
reich bzw. entlang der Grenze. Das Quellgebiet liegt im salzburgischen Lungau in einer Seehöhe von 1898 m. Im Oberlauf der Mur befinden sich einige Speicher (Plö‐
litzen 1471 m und Öllschützen 1200 m) und mehrere Laufkraftwerke. Zusätzliche Speisung erhält der junge Fluss von mehreren Gletscherseen, wie dem Oberen und dem Unteren Rotgüldensee, dem Karwassersee und den Schwarzseen (www.lungau.de/kulturweg/‐ muhr/mur.htm). Der Unterlauf ist teilweise durch Wasserkraftwerke verbaut. St. Michael (etwa 37 km von der Quelle entfernt) und Mörtelsdorf sind rund 13 km voneinander entfernt und zwischen den Messstellen mündet jedenfalls ein Bach in die Mur. Frohnleiten liegt ca. 267 km flussabwärts von Mörtelsdorf. In diesem Fluss‐
abschnitt münden zahlreiche Bäche wie etwa die Pöls, der Liesingbach und auch die Mürz in die Mur. Rund 30 km weiter liegt die Messstelle Graz und von dort sind es etwa 60 km nach Mureck, der letzten Messstelle. Abbildung 2: Wassertemperaturverteilung entlang der Mur im Jänner (links) und Juli (rechts). x‐Achse: Stationen entlang des Flusslaufes; y‐Achse: Wassertemperatur [°C] (beach‐
te unterschiedlicher Wertebereich); über den Boxplots: Seehöhe [m.ü.A.] Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 14/47 Abbildung 2 zeigt einerseits eine Zunahme der Wassertemperatur mit sinkender Seehöhe und andererseits, dass, wie zu erwarten, die Wassertemperatur im Juli über der im Jänner liegt. Im Jänner liegt der Median an den Stationen zwischen etwas we‐
niger als 1 Grad C und rund 2,5 Grad C. Im Juli ist die Spannweite viel größer: von weniger als 8 Grad C am Oberlauf bis etwa 16 Grad in Mureck. Das gilt auch für die Variabilität die im Juli zum Teil doppelt so groß ist wie im Jänner. Tabelle 2: Korrelationsmatrix (Station x Station) der Wassertemperatur (linke Tabellenhälfte) und des Durchflusses (rechte Tabellenhälfte) zwischen den einzelnen Stationen für den Jänner (obere Tabellenhälfte) und den Juli (untere Tabellenhälfte) Die Korrelationsstruktur zwischen den Stationen zeigt, dass die Verhältnisse im Sommer sowohl bei der Wassertemperatur wie auch beim Durchfluss homogener sind als im Winter, wobei der Unterschied im Fall der Wassertemperatur deutlich ist, während er im Fall des Durchflusses nur gering ausfällt. Das könnte eventuell auf Eisbedeckung entlang des Oberlaufes der Mur hindeuten, die eine Abkopplung ins‐
besondere der Station St. Michael von den restlichen Stationen zur Folge hätte. Die relativ homogenen Verhältnisse beim Durchfluss geben eventuell Auskunft über das Einzuggebiet bzw. die Niederschlagsverteilung (auf Monatsbasis) im Einzuggebiet der Mur vom Oberlauf bis nach Mureck. Hohe Korrelationskoeffizienten zwischen den Stationen zeigen, dass das Durchflussverhalten in der Regel an allen Stationen zur selben Zeit überdurchschnittlich bzw. unterdurchschnittlich ausgeprägt ist. Des Weiteren ist die zu erwartende stärkere Entkopplung mit wachsender Entfernung zwischen den Stationen zu erkennen. Frohnleiten ist jene Station, die am höchsten mit den anderen Stationen korreliert. Daher kann sie als Repräsentant für die Mur (bezogen auf die gegebenen Stationen, die betrachtete Periode 1976–1998, Wasser‐
temperatur und Durchfluss) bezeichnet werden. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 15/47 Abbildung 3: Wassertemperaturverteilung für Mur (rot) und Ybbs (grün) für die Jahre der betrachteten Periode 1976–1998 (darüber hinaus werden auch die Jahre 1999 und 2000 dargestellt). x‐Achse: Jahre von 1976 an; y‐Achse: Wassertemperatur [°C]; mögliche Ausreißer sind mit Kreisen angedeutet. Im Folgenden soll das saisonale Verhalten der Wassertemperatur der Mur und der Ybbs diskutiert werden. Abbildung 3, die saisonal differenziert die interannuale Va‐
riabilität der Wassertemperatur in beiden Flüssen wiedergibt zeigt, dass die Verläufe der Wassertemperaturen in den beiden Flüssen hoch korreliert sind. Das deutet auf die Lufttemperatur als eine die Wassertemperatur bestimmende Größe hin. Interes‐
sant ist, dass die Differenz der Wassertemperaturen zwischen Ybbs und Mur im Winter größer ist als im Sommer. Darin spiegeln sich die kälteren Winter im subalpi‐
nen Klimaraum, durch den die Mur verläuft, wider. Die Ybbs hingegen liegt in der klimatischen Übergangszone, in der gemäßigtere Winter vorherrschen. In der war‐
men Jahreszeit sind die Klimabedingungen in den beiden Regionen ähnlicher und das wirkt sich auch auf die Wassertemperaturen aus. Abbildung 4 zeigt die Durchflüsse entlang der Mur für Jänner bis Dezember an den betrachteten Stationen (St. Michael, Mörtelsdorf, Frohnleiten, Graz und Mureck) für die Periode 1976–1998. Die Minimalwerte werden am Oberlauf (St. Michael) erreicht, die Maximalwerte in der Regel an der Station Mureck. Die Abbildung zeigt niedrige Durchflusswerte im Winter. Einerseits ist der Winter die Jahreszeit, die für das Mur‐
tal (wie für fast ganz Österreich) die geringsten Niederschlagsmengen aufweist, an‐
dererseits fällt ein erheblicher Anteil als fester Niederschlag aus, der am Boden ak‐
kumuliert. Dies führt zu geringen Durchflussmengen. Dem folgt im Frühjahr ein ra‐
Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 16/47 scher Anstieg der Durchflussmenge mit Maximum im Mai. Im Mai gibt es bereits höhere Niederschlagsmengen als im Winter. Allerdings sind die Niederschlagsmen‐
gen im Juni, Juli und August im Klimamittel höher als im Mai. Die maximalen Durchflussmengen im Mai sind auf das Abschmelzen von Schnee und Eis im Ein‐
zugsgebiet der Mur zurückzuführen (etwa Südhänge der Niederen Tauern, Nord‐
hänge der Gurktaler Alpen, etc.). Danach nehmen die Durchflussmengen langsam wieder ab. Abbildung 4: Verteilung der monatlichen Durchflussmengen an den betrachteten Stationen entlang der Mur für die Periode 1976–1998. x‐Achse: Monate; y‐Achse: Durchfluss‐
menge [m3/s]. Alles in allem kann davon ausgegangen werden, dass die HZB Daten in ihrer Ge‐
samtheit betrachtet plausible Erklärungen zulassen. Das ist aber kein Hinweis auf die Güte von Einzelmessungen. 3.2. Lufttemperatur – Wassertemperatur Modelle Lufttemperatur Auf die Lufttemperatur, die neben dem Durchfluss als Prädiktor in die MLR zur Be‐
schreibung der Wassertemperatur eingeht, wird im Folgenden kurz eingegangen. Für die Kalibrierungsperiode 1976–1998 wird sie durch Interpolation aus dem ALOCLIM Datensatz der ZAMG gewonnen (Auer et al. 2001). Für die Zukunft (2001‐
2049) wird die Lufttemperatur durch Interpolation der Szenarien (Matulla 2005), die mittels Kanonischer Korrelationsanalyse (CCA, siehe etwa Von Storch and Zwiers 1999) aus GCM Szenarien abgeleitet worden sind, bestimmt. Für die Stationen Graz‐
Universität, welche an der Mur liegt, und Waidhofen an der Ybbs existieren bereits Temperatur‐Szenarien bis 2050, die mittels CCA aus GCM Daten erstellt wurden Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 17/47 (siehe dazu Matulla und Haas 2003). Da für keine weitere Station unmittelbar ent‐
lang der Flüsse Szenarien vorliegen, werden die Temperatur‐Szenarien von Graz‐
Universität und Waidhofen an der Ybbs als Referenz verwendet. Von diesen Refe‐
renzstationen aus werden dann mittels Höhenregression bzw. Extrapolation Szena‐
rien weiterer Stationen errechnet. Die Regressionskoeffizienten werden aus Daten‐
reihen diverser Stationen in der Vergangenheit ermittelt. Tabelle 3 listet die verwen‐
deten Stationen getrennt nach Mur und Ybbs auf. Tabelle 3: Stationen, die zur Generierung der Regressionskoeffizienten verwendet wurden. Die Stationen von Tamsweg bis Bruck werden in weitere Folge als Oberlauf und von Bruck bis Bad Radkersburg als Unterlauf bezeichnet. Stationsname Tamsweg Zeltweg Mur St. Michael Bruck Graz Bad Radkersburg Lunz Ybbs Waidhofen Amstetten Seehöhe (m.ü.A.) 1012 669 580 489 366 208 612 365 265 Zur Extrapolation werden die Temperaturdifferenzen der entsprechenden Stationen zur Referenzstation des jeweiligen Flusses bestimmt. Die Bestimmung der Regressi‐
onskoeffizienten erfolgt dann mit Hilfe dieser Residuen. Aufgrund von jahreszeitli‐
chen Schwankungen wird für jeden Monat ein eigener Koeffizient bestimmt. Mit die‐
sem Satz an Koeffizienten ist es dann möglich, von der gegebenen Temperaturszena‐
rio‐Reihe der Referenzstation zu einer beliebigen Station bzw. eigentlich zu einer be‐
liebigen Höhe zu extrapolieren. Die Methode wurde verschiedenen Tests unterzo‐
gen, wobei es sich zeigte, dass die auftretenden Fehler im Extremfall bis zu 2 Grad C betragen können, dies vor allem an den Stationen des Oberlaufes der Mur. Aus die‐
sem Grund wird auch an einer Verfeinerung der Methode gearbeitet, die allerdings für die Auswertung in diesem Projekt noch nicht berücksichtigt werden konnte. Mur Abbildung 5 gibt die Entwicklung der standardisierten Lufttemperatur an der Stati‐
on Mörtelsdorf wieder. Die ersten 23 Werte entsprechen der Beobachtungsperiode die weiteren 49 der Szenarioperiode. Man kann deutlich einen positiven Trend er‐
kennen. Die Zeitreihen der Lufttemperaturen sind für beide Perioden an die Statio‐
nen interpoliert worden. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 18/47 Abbildung 5: Entwicklung der standardisierten Lufttemperatur an der Station Mörtelsdorf im Jänner (links) und Juli (rechts). x‐Achse: Jänner/Juli zwischen 1976–1998 und dar‐
an angehängt Jänner/Juli zwischen 2001‐2049; y‐Achse: Standardisierte Lufttempera‐
turen (unterschiedlicher Wertebereich). Wassertemperatur Abbildung 6 stellt Monat für Monat (m) und Station für Station (s) die MLR‐
Koeffizienten (siehe Formel 1) αs,m und βs,m entlang der Mur dar. Insgesamt sind es fünf Teilbilder, pro Station je eines (HZB Nummer und Koordinaten finden sich im Titel). Das linke Bild in der zweiten Zeile gehört beispielsweise zur Messstelle Frohn‐
leiten. Auf der x‐Achse sind die Monate von Jan. bis Dez. dargestellt, auf der y‐Achse die numerischen Werte der Koeffizienten, mit denen die Lufttemperatur und der Durchfluss in die MLR eingehen. Die ’x’ entsprechen den Koeffizienten der Lufttem‐
peratur und die roten Pfeile geben das Intervall an, in dem dieser Koeffizient mit 90% Wahrscheinlichkeit liegt (Konfidenzintervall). Die Kreise entsprechen den Koef‐
fizienten, mit dem der Durchfluss in die MLR eingeht, und die grünen Pfeilchen zei‐
gen seinen Konfidenzbereich an. Wenn das Intervall, in dem ein Koeffizient liegt, über 0 reicht, ist nicht einmal das Vorzeichen bestimmt, mit dem die Lufttemperatur oder der Durchfluss die Wassertemperatur beeinflussen. Die blaue Linie ist die er‐
klärte Varianz. Werte nahe bei 1 zeigen an, dass das MLR‐Modell (Formel 1, siehe Methodik) gut in der Lage ist, den Verlauf der Wassertemperatur im Kalibrierungs‐
zeitraum (1976–1998) wieder zu geben, Werte bei 0 zeigen, dass das Modell den Ver‐
lauf der Wassertemperatur schlecht wiedergibt. Bei der Station Frohnleiten etwa sieht man, dass das MLR‐Modell zwischen Juni und September eine gute Leistung zeigt. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 19/47 Abbildung 6: Die einzelnen Bilder der Abbildung stellen Monat für Monat die Koeffizienten α und β (siehe Methodik 3.3 Formel 1) an den Stationen dar. Von links nach rechts und von oben nach unten: St. Michael, Mörtelsdorf, Frohnleiten, Graz und Mureck. x‐
Achse: Monat (Jan.–Dez.); y‐Achse: dimensionsloser Wertebereich. Die blaue Kurve entspricht der erklärten Varianz. Es soll aber angemerkt werden, dass es sich hierbei nicht um eine Validierung im eigentlichen Sinne handelt. Dabei wäre es notwendig, das Modell an unabhängigen Daten zu testen. Da im vorliegenden Fall jedoch nur 23 Jahre (also selbst für die Ka‐
librierung eine kurze Periode) vorliegen, haben wir davon abgesehen. Dennoch kann man sich anhand der Konfidenzintervalle und der erklärten Varianz einen Eindruck von der Leistungsfähigkeit der MLR‐Modelle machen. Generell kann man sagen, dass die Lufttemperatur mit einem positiven Koeffizienten in die MLR eingeht, während der Durchfluss in der Regel einen negativen Koeffi‐
zienten hat. Das bedeutet, dass wenn die Wassertemperatur überdurchschnittlich hoch ist, dann ist es auch die Lufttemperatur, der Durchfluss aber geringer als im Mittel (und umgekehrt). Dieses Verhalten scheint auch physikalisch sinnvoll: eine überdurchschnittlich hohe Umgebungstemperatur hat eine höhere Wassertempera‐
tur zur Folge als im Mittel, während ein Wasserkörper, der ein überdurchschnittlich Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 20/47 großes Volumen aufweist bzw. eine überdurchschnittliche Fliessgeschwindigkeit, sich langsamer erwärmt als im Mittel. Eine interessante Ausnahme von dieser heuristischen Regel findet sich im Jänner an den Stationen St. Michael und Mörtelsdorf. Hier hat die Lufttemperatur keinen be‐
stimmenden Einfluss (Konfidenzintervall reicht über die Null‐Linie) aber der Durch‐
fluss hat einen positiven Koeffizienten – eine mögliche Erklärung könnte sein, dass dort (am Oberlauf) im Jänner die Mur des öfteren partiell oder ganz zugefroren ist. Die MLR‐Modelle zeigen an allen Stationen während der warmen Jahreszeit eine verhältnismäßig gute Leistung. 3.3. Lufttemperatur – Wassertemperatur Szenarien Die im vorigen Abschnitt erstellten MLR‐Modelle werden nun verwendet, um aus den auf die Messstellen interpolierten Szenarien für die Lufttemperaturen (4.2.1) und aus Szenarien für den Durchfluss plausible Entwicklungen für die Wassertemperatur herzuleiten. Bei den Szenarien für den Durchfluss sind wir, wie schon Eingangs er‐
wähnt, wie folgt vorgegangen: aus den Beobachtungen (1976–1998) wurde der Trend berechnet und in die Zukunft fortgesetzt. Diesem Trend wurden zufällig Werte über‐
lagert, die einer Normalverteilung mit Mittelwert 0 und der beobachteten Varianz folgen. Da der Temperatureinfluss auf das Fisch‐Modell über die gesamte Szenario‐
periode ausgewertet wird, scheint diese Annahme zulässig. Abbildung 7 zeigt die beobachtete Wassertemperatur (1976–1998) zusammen mit der Projektion für die Periode 2001–2049 für die einzelnen Stationen entlang der Mur. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 21/47 Abbildung 7: Die einzelnen Bilder der Abbildung stellen für die Stationen entlang der Mur die beobachtete Wassertemperaturentwicklung dar (1976–1998 die 276 ersten Werte) und darauf folgend die Projektionen für die Szenarioperiode (2001–2049). An allen Stationen ist eine allmähliche Temperaturzunahme von den Beobachtungen hin zur Projektion erkennbar, wobei an den Stationen am Oberlauf der Mur gegen Ende der Projektion eine Abnahme der Varianz deutlich wird, während an der Stati‐
on Graz und Mureck die interannuale Varianz bereits am Anfang der Projektionen merkbar zunimmt. Weiterhin ist an den Stationen entlang des Oberlaufes ein ausge‐
prägterer Temperaturanstieg der minimalen Wassertemperatur feststellbar als der Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 22/47 der maximalen Wassertemperatur. Dies führt auf die bereits erwähnte Abnahme der Varianz an den Stationen St. Michael und Mörtelsdorf. An den Stationen Frohnleiten, Graz und Murau nehmen die Maxima der Wassertemperatur stärker zu als die Mi‐
nima. Der sichtbare Anstieg der Varianz an diesen Stationen lässt es wünschenswert erscheinen, in der Zukunft eingehende Sensitivitätsstudien durchzuführen. Die em‐
pirischen MLR‐Modelle implizieren per Konstruktionem, aus den Beobachtungsda‐
ten heraus, indirekt (und in aggregierter Form) Informationen über den Einfluss der Bäche und Flüsse, die als Zubringer fungieren. Das bedeutet, dass eine unterschiedli‐
che Entwicklung des Mittelwertes und der Varianz der Wassertemperatur zwischen den Stationen entlang des Oberlaufes einerseits und den Stationen Frohnleiten, Graz und Mureck andererseits nicht notwendiger Weise auf Fehler hindeuten. Es kann durchaus sein, dass der simulierte Klimawandel auf die Zubringer einen derartigen Einfluss ausübt, dass sich die Entwicklung der Varianzen und der Mittelwerte am Oberlauf der Mur und rund 150 km weiter weg von der Quelle unterschiedlich dar‐
stellen. Abbildung 8: Boxplot Wassertemperaturverteilung über alle Monate des Jahres entlang der Mur in der Periode 1976–1998 (links) und 2001–2049 (rechts). x‐Achse: Stationen ent‐
lang des Flusslaufes; y‐Achse: Wassertemperatur [°C]; die dritte Station von links ist die Station Kendlbruck, die nur zu Testzwecken dargestellt ist (an ihr liegen die Beo‐
bachtungen in einem zu schmalen Zeitintervall vor). Abbildung 8 zeigt das Spektrum der monatlichen Mittelwerte an den Stationen ent‐
lang der Mur für die Beobachtungsperiode (1976–1998) und die Szenarioperiode (2001–2049). Dabei ist auch die Station Kendlbruck berücksichtigt worden, die von den tatsächlichen Analysen wegen unzureichender Datengrundlage ausgeschlossen worden ist. Diese Darstellung gestattet eine übersichtlichere Gegenüberstellung der Perioden gegenüber Abbildung 7 allerdings ohne Information über deren zeitlichen Verlauf. Im Wesentlichen zeigt der Median eine Temperaturzunahme von einem Grad zwischen der Beobachtungsperiode und der Szenarioperiode. Dabei sind in der Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 23/47 Projektion mit zunehmender Entfernung von der Quelle eine stärkere Erwärmung und auch eine größere Zunahme der Varianz feststellbar. Die Minimumtemperatu‐
ren zeigen eine weniger deutliche Reaktion als die Maximaltemperaturen. Dieser Umstand könnte auf die Szenarien der Lufttemperaturen zurückzuführen sein (Ma‐
tulla and Haas 2003; Matulla 2005), die im komplexen Terrain von Österreich eine etwas ausgeprägtere Erwärmung im Sommer simulieren als im Winter. (Die Station Kendlbruck, die wegen der zu geringen Datenverfügbarkeit nicht weiter betrachtet wird, zeigt hingegen keine Veränderung des Medians und eine leichte Zunahme der Varianz.) Ybbs Im Folgenden werden kurz die Resultate für die Ybbs dargestellt. Die Ybbs hat einen stark gewunden Flussverlauf und fließt auf einer Länge von ca. 130 km von Süden in Richtung Norden. Entlang der Ybbs sind vorwiegend holz‐ und metallverarbeitende Betriebe angesiedelt (www.daswillichwissen.de), wobei auch einige Wasserkraft‐
werke in Betrieb sind. An der Ybbs konnten wir auf nur zwei Messstellen, Opponitz und Greimpersdorf, zurückgreifen (siehe Tabelle 1). Diese sind rund 37 km vonein‐
ander entfernt. Grundsätzlich sind die Ergebnisse durchaus mit denen an der Mur zu vergleichen. Abbildung 9, erste Zeile, zeigt die Koeffizienten, mit denen die Lufttemperatur und der Durchfluss in die MLR eingehen. Wie bei der Mur ist die Wassertemperatur posi‐
tiv an die Lufttemperatur und in der Regel negativ an den Durchfluss gekoppelt. Damit ist auch hier die bei der Mur gegebene Interpretation möglich. Die Leistung der Modelle scheint befriedigend. In der zweiten Zeile sind die Szenarien für die Wassertemperatur gezeigt. Bei Opponitz ist ein Anstieg der minimalen Temperatu‐
ren und der maximalen Wassertemperatur sichtbar. Die Varianz scheint unverändert und der Anstieg ist etwas größer als ein Grad. Bei Greimpersdorf ist die simulierte Temperaturzunahme des Wasserkörpers etwas stärker ausgeprägt und eine Zunah‐
me der Varianz ist erkennbar. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 24/47 Abbildung 9: Die Bilder der ersten Zeile stellen Monat für Monat die Koeffizienten α und β (siehe Formel Methodik 3.3 Formel 1) an den Stationen Opponitz und Greimpersdorf dar. x‐Achse: Monat (Jan.– Dez.); y‐Achse: dimensionsloser Wertebereich. Die blaue Kurve entspricht der erklärten Varianz. Die zweite Zeile gibt die beobachtete Wasser‐
temperaturentwicklung (1976–1998) und darauf folgend die Projektionen für die Sze‐
narioperiode (2001–2049) wieder. 3.4. Fischökologische Beschreibung der Mur und der Ybbs Wie bereits im klimatologischen Projektteil beschrieben, wurden für diese Studie 2 Fließgewässer, die Mur und die Ybbs, als Fallbeispiele ausgewählt. Für diese Flüsse lagen bei 10 Stationen gewässerspezifische Parameter (abiotische Daten) und auch Daten zur Fischfauna (biotische Daten) vor. Mur Im Unterlauf der Mur (Graz – Radkersburg) waren ursprünglich 40 bis 50 Fischarten mit eigenständigen Populationen vertreten. Von den insgesamt 41 historisch nach‐
gewiesenen Fischarten kommen heute noch 37 vor. Sowohl klassische Flussfischarten wie Barbe, Nase, Zobel und Nerfling aber auch stagnophile Arten wie Rotfeder, Schleie, Karausche, Wels und Karpfen besiedeln den Unterlauf der steirischen Mur. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 25/47 In diesem Bereich handelt es sich hauptsächlich um die Barbenregion, wobei die tie‐
fer gelegenen Bereiche bereits den Übergang zur so genannten Brachsenregion bil‐
den. Im Mittellauf (Bruck – Graz) begünstigt die Flussmorphologie eher klassische Fluss‐
fischarten der Barben‐ und Äschenregion. Bestandsbildende Arten sind Barben und Nasen, aber auch der Huchen findet in diesem Abschnitt geeignete Lebensbedingun‐
gen vor. Die Äsche dominiert zwar im Oberlauf, kommt aber flussab bis nach Graz vor. Heute kommen im Mittellauf noch 21 von 22 Arten der ursprünglichen Fisch‐
fauna vor. Der Oberlauf (Murau – Bruck) entspricht der Äschenregion, die Äsche und Bachfo‐
relle dominieren. Auch das Verbreitungsgebiet des Huchens ist bis Murau dokumen‐
tiert. Erwähnt sei auch noch Vorkommen von Nase, Koppe, Gründling, Barbe, Schneider, Elritze und Aitel. Von insgesamt 14 ursprünglichen Arten kommen aktu‐
ell noch 13 vor. Der Abschnitt oberhalb von Murau entspricht der unteren und obe‐
ren Forellenregion und ist vor allem durch die Dominanz der Bachforelle charakteri‐
siert. Im gesamten Verlauf der Mur können heute noch 43 von 49 Fischarten nachgewiesen werden. Der hohe Anteil an ursprünglich vorkommenden Arten war unter anderem ein Beweggrund, die Mur als Untersuchungsgebiet auszuwählen. Ybbs Der Ybbs‐Unterlauf, zwischen Mündung in die Donau und Amstetten, ist der Bar‐
benregion zuzuordnen und weist ein entsprechend hohes natürliches Arteninventar auf. Die Hauptfischarten sind derzeit Barbe, Aitel, Schneider, Hasel, Elritze und Schmerle. Aufgrund von Kontinuumsunterbrechungen ist die Konnektivität zur Do‐
nau aktuell nicht gegeben, wodurch die eigentlich bestandsbildende Nase derzeit kaum vorhanden ist. Durch die Nähe zur Donau entspricht das potentiell natürlich vorkommende Artenspektrum auch im Großen und Ganzen dem Donauarteninven‐
tar. Das bedeutet, dass ursprünglich jedenfalls mehr als 40 Arten den Unterlauf der Ybbs besiedelten. Als Begleitarten sind im Unterlauf neben den oben genannten Ar‐
ten derzeit noch Bachforelle, Regenbogenforelle, Äsche, Hecht und Huchen vorzu‐
finden. Flussauf der Urlmündung geht die Ybbs von der Barben‐ in die Äschenregion über, wobei dieser Übergang fließend verläuft und Faunenelemente der Barbenregion bzw. Donauarten durchaus bis in den Bereich Waidhofen vorgekommen sein könn‐
ten. Als dominierende Art wird jedoch flussauf Amstetten die Barbe mehr und mehr von der Äsche abgelöst. Der Mittellauf der Ybbs ist durch die Energiewirtschaft ge‐
prägt. 16 Wehranlagen zerteilen die Äschenregion der Ybbs in kleine, voneinander isolierte Teilabschnitte. Funktionierende Fischwanderhilfen sind bisher nur an ein‐
zelnen Wehren installiert. Neben der Äsche, deren Bestände aufgrund der Kraft‐
werks‐ bzw. Kontinuumsproblematik in stark betroffenen Strecken gering sind, kom‐
men Bachforelle, Regenbogenforelle, Schmerle, Koppe, Elritze, Aitel sowie der Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 26/47 Strömer vor. Zwischen Göstling und Lunz/See vollzieht sich der Übergang zwischen Äschen‐ und Forellenregion. Die Äsche wird zusehends von der Bachforelle als Hauptart abgelöst. Neben der Bachforelle gewinnt auch die Koppe an Bedeutung. Flussauf von Lunz sind Äschen nur noch vereinzelt anzutreffen und das Artenspekt‐
rum ist auf zwei natürlich vorkommende Arten, nämlich Bachforelle und Koppe, beschränkt. Die aus Amerika stammende Regenbogenforelle kommt im gesamten Ybbsverlauf vor, ihr Anteil an der Artenverteilung ist jedoch im Mittellauf am größ‐
ten. In der Unteren Forellenregion flussauf von Lunz am See sinkt der Regenbogen‐
forellenanteil wieder, in der Oberen Forellenregion bis hinauf in die Quellregion kommen ausschließlich Koppen und Bachforellen vor. Tabelle 4: Aktuelles Vorkommen der Fischarten der Mur und Ybbs (IHG‐Datenbank) und deren FRI (nach Schmutz et al., 2000; Anm.: Die Berechnung des FRI erfolgt nur an‐
hand der autochthonen Arten) Fischart
Lateinische Bezeichnung
Aalrutte
Lota lota
Aitel
Leuciscus cephalus
Amurkarpfen
Ctenopharyngodon idella
Äsche
Thymallus thymallus
Bachforelle
Salmo trutta fario
Bachneunauge
Lampetra planeri
Bachsaibling
Salvelinus fontinalis
Barbe
Barbus barbus
Bitterling
Rhodeus sericeus
Blaubandbärbling
Pseudorasbora parva
Brachse
Abramis brama
Dreist. Stichling
Gasterosteus aculeatus
Flußbarsch
Perca fluviatilis
Giebel
Carassius auratus
Gründling
Gobio gobio
Hasel
Leuciscus leuciscus
Hecht
Esox lucius
Huchen
Hucho hucho
Karausche
Carassius carassius
Koppe
Cottus gobio
Laube
Alburnus alburnus
Nase
Chondrostoma nasus
Neunst. Stichling
Pungitius pungitius
Regenbogenforelle
Oncorhynchus mykiss
Rotauge
Rutilus rutilus
Rotfeder
Scardinius erythrophthalmus
Schied
Aspius aspius
Schleie
Tinca tinca
Schmerle
Barbatula barbatula
Schneider
Alburnoides bipunctatus
Seeforelle
Salmo trutta lacustris
Sonnenbarsch
Lepomis gibbosus
Steinbeißer
Cobitis taenia
Streber
Zingel streber
Strömer
Leuciscus souffia
Ukrainisches Bachneunauge Eudontomyzon mariae
Weißflossengründling
Gobio albipinnatus
Wildkarpfen
Cyprinus carpio
Zander
Sander lucioperca
Zingel
Zingel zingel
Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische Vorkommen Mur
Vorkommen Ybbs
FRI
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
5,6
6
x
x
5
3,8
4,5
x
x
6
6,5
6,6
x
x
x
x
x
x
6,7
6,4
6
6,3
6,2
5,7
6,5
4
6,5
5,9
6,4
6,7
6,2
6,7
5,5
6,4
x
x
6,3
6
5,4
5,1
6,5
6,5
6,7
6,3
27/47 3.5. Fischökologische Datengrundlage und Datenbank Wie bereits eingangs erwähnt, liegen für 7 Stationen entlang der Mur und für 3 Stati‐
onen entlang der Ybbs abiotische Daten vor (Tabelle 5). Unter anderem liegen für diese Stellen die Parameter Lufttemperatur, Wassertemperatur, Durchfluss, Seehöhe, Entfernung von der Quelle, Entfernung zur Mündung, Einzugsgebietsgröße und Flussbreite vor. Zusätzlich wurden für diese 10 Stationen aktuelle Befischungsergebnisse (biotische Daten) des Zeitraumes von 1976 bis 2001 eingearbeitet. Berücksichtigt wurden jene Beprobungsstellen, die im gleichen Flussabschnitt gelegen waren. Wassertemperaturen wurden, wie oben dargestellt, von 1976 bis 2001 erfasst. An 5 (Mur) bzw. 2 Stationen (Ybbs) wurden Szenarien der Wassertemperaturentwicklung zwischen 2001 und 2050 berechnet. Diese Daten bilden insgesamt die Grundlage für Analysen des fischökologischen Projektteiles. Tabelle 5: Beschreibung der Untersuchungsabschnitte und Stationen: verfügbare Szenarien, potentielle Fischregion, Seehöhe und Quelldistanz Szenario
Station
Fluss
(2001-2049)
Fischregion (pot.)
St_Michael
Mur
Ja
Metarhithral
4
1040
37
Moertelsdorf
Mur Ja
Metarhithral
4
1025
51
Kendlbruck
Mur Nein
Meta-/Hyporhithral
4,5
950
64
Frohnleiten
Mur Ja
Hyporhithral/Epipotamal
5,5
420
317
Gratkorn
Mur Nein
Hyporhithral/Epipotamal
5,5
380
327
Graz
Mur Ja
Epipotamal
6
340
347
Mureck
Mur Ja
Epipotamal/(Metapotamal)
6,25
220
408
Meta-/Hyporhithral
4,5
507
48
5
451
71
5,5
265
111
Goestling
Ybbs
Nein
Opponitz
Ybbs Ja
Hyporhitrhal
Greimpersdorf
Ybbs Ja
Hyporhithral/Epipotamal
FRI (pot.) Seehöhe [m]
Quelldistanz [km]
3.6. Zusammenhang zwischen Fischregion und abiotischen Kennwerten Eine lineare Regression des potentiellen FRI mit dem aktuellen FRI zeigt einen hoch signifikanten Zusammenhang mit einem Erklärungswert von 91,3 Prozent (Abb. 10). Da der aktuelle FRI nur unwesentlich vom potentiellen abweicht, kann davon ausge‐
gangen werden, dass sich in den ausgewählten Untersuchungsabschnitten beider Gewässer anthropogene Einwirkungen im Allgemeinen hinsichtlich der Ausprägung der Fischregionen kaum bemerkbar machen. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 28/47 6,5
6,0
5,5
5,0
FRI aktuell
4,5
4,0
3,5
R-Qu. = 0.9131
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
6,5
FRI potentiell
Abbildung 10: Regression von aktuellem und potentiellem Fischregionsindex an Mur und Ybbs. Aufgrund dieser Tatsache würde weder der eine, noch der andere FRI unterschiedli‐
che Ergebnisse in den folgenden Analysen bringen. Aufgrund der größeren Stich‐
probenanzahl wird im Folgenden der aktuelle FRI verwendet. Nun wird untersucht, inwieweit sich die Fischregion bzw. der FRI durch abiotische Parameter beschreiben lässt. Der FRI zeigt in Bezug auf die Seehöhe eine signifikante Abhängigkeit und nimmt mit zunehmender Höhe ab. Er lässt sich an der Mur in et‐
wa zu 96 Prozent durch diese erklären (Abbildung 11). Aber auch andere abiotische Parameter, wie die Entfernung zur Quelle (Pearson Korrelation, rp= 0,988), die Ge‐
wässerbreite (rp= 0,962) oder die Einzugsgebietsgröße (rp= 0,965) zeigen überaus hohe und signifikante positive Korrelationen. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 29/47 6,5
6,0
5,5
5,0
FRI aktuell
4,5
4,0
3,5
R-Qu. = 0.9568
200
400
600
800
1000
1200
Seehöhe [m]
Abbildung 11: Abhängigkeit des aktuellen FRI von der Seehöhe an der Mur 3.7. Wassertemperatur – Fisch Modelle Der aktuelle FRI zeigt in beiden Flüssen, der Mur und der Ybbs, eine Abhängigkeit von der mittleren Jahreslufttemperatur. Mit zunehmenden FRI steigt auch die Luft‐
temperatur an. Die Korrelation liegt jeweils über 0,9 (Abbildung 12 und 13). 11
10
9
95% CI Lufttemperatur [°C]
8
7
6
5
4
3,81
3,94
3,95
5,12
5,25
6,19
6,30
FRI aktuell
Abb. 12: Mittlere Jahreslufttemperatur und 95 % Konfidenzintervall im Vergleich zum FRI im Untersuchungszeitraum von 1976 bis 2001 an den Untersuchungsabschnitten der Mur (Datensatz: 26 Jahre, je 12 Monate, N=284 pro Station) Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 30/47 10
9
95% CI Lufttemperatur [°C]
8
7
6
5
4,39
4,52
5,98
FRI aktuell
Abbildung 13: Mittlere Jahreslufttemperatur und 95 % Konfidenzintervall im Vergleich zum FRI im Untersuchungszeitraum von 1976 bis 2001 an den Untersuchungsabschnitten der Ybbs (Datensatz: 26 Jahre, je 12 Monate, N=284 pro Station) Abbildungen 14 und 15 zeigen den Zusammenhang zwischen aktueller Fischregion und dem Jahresmittel der Wassertemperatur an Mur und Ybbs im Untersuchungs‐
zeitraum von 1976 bis 2001. Beide Temperaturen korrelieren positiv (Pearson Korre‐
lation, Mur, rp= 0,927; Ybbs rp=0,954) mit dem FRI. Vergleicht man die Wassertempe‐
ratur und die Lufttemperatur mit dem FRI, so ist erstere jeweils höher korreliert. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 31/47 11
10
9
95% CI Wassertemperatur [°C]
8
7
6
5
4
3
3,81
3,94
3,95
5,12
5,25
6,19
6,30
FRI aktuell
Abbildung 14: Jahresmittel der Wassertemperatur und 95 % Konfidenzintervall im Untersu‐
chungszeitraum von 1976 bis 2001 an den Untersuchungsabschnitten der Mur 11
10
95% CI Wassertemperatur
9
8
7
6
4,39
4,52
5,98
FRI aktuell
Abbildung 15: Jahresmittel der Wassertemperatur und 95 % Konfidenzintervall im Untersuchungszeitraum von 1976 bis 2001 an den Untersuchungsabschnitten der Ybbs Für die Mur wurde exemplarisch ein Regressionsmodell erstellt, welches den direk‐
ten Zusammenhang der Wassertemperatur mit dem FRI im Zeitraum von 1976 bis 2001 erklären soll. Mit diesem einfachen Modell (Abbildung 16), welches einen Er‐
klärungswert von 86 % aufweist, kann die Wassertemperatur und die Temperatur‐
differenz der einzelnen Fischregionen errechnet werden. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 32/47 Die mittlere errechnete Jahreswassertemperatur beträgt für das Epirhithral (FRI = 3) 4,13 °C, Metarhithral (FRI = 4) 5,74 °C, Hyporhithral (FRI = 4) 7,36 °C, Epipotamal (FRI = 6) 8,97 °C und das Metapotamal (FRI=7) 10,6 °C. Die Temperaturdifferenz zwi‐
schen den einzelnen Fischregionen beträgt im Schnitt 1,6°C. 10
9
8
Wassertemperatur [°C]
7
6
5
4
R-Qu. = 0.8594
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
6,5
7,0
FRI aktuell
Abbildung 16: Jahresmittel der Wassertemperatur je Fischregion im Untersuchungszeitraum von 1976 bis 2001 an der Mur Betrachtung von 10‐jährigen Zeitintervallen Ein weiteres Ziel war es, mögliche Temperaturveränderungen im Zeitraum von 1976 bis 2001 zu untersuchen. Aus diesem Grund wurde diese Zeitreihe in 2 Dekaden, von 1976 bis 1986 und von 1986 bis 1996, unterteilt. Die Zeiträume wurden nun mittels t‐
Test für jede Station separat verglichen. Bei keiner Station der Mur konnte in diesem Zeitraum ein signifikanter Unterschied festgestellt werden (p>0,05). Referenzmodell , Mur – Sommer Wie eingangs erklärt, bestehen zwischen dem FRI einerseits und der Wassertempera‐
tur und anderen abiotischen Parametern andererseits hohe Korrelationen. Da der FRI nicht nur alleine von der Wassertemperatur abhängt, wurde ein lineares Regressi‐
onsmodell, in das als abhängige Variable der FRI und als unabhängige Variablen die Seehöhe, Entfernung von der Quelle, das Gefälle, die Flussordnungszahl und die Einzugsgebietsgröße eingingen, erstellt. In einem schrittweise Entfernen einzelner Variablen, wurde jenes lineare Regressionsmodell mit dem höchsten Erklärungswert (R²=83,4) beibehalten (Tabelle 6). Eine Reduktion des Modells auf eine univariate Beziehung Wassertemperatur – FRI würde den Erklärungswert auf 66,5 % reduzie‐
ren. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 33/47 Dieses Referenzmodell der Mur wurde für den Sommer erstellt. Die Begründung hierfür liegt weniger im statistischen Bereich, sondern beruht auf der Tatsache, dass vor allem die Temperaturmaxima während der Sommermonate für Fische von gro‐
ßer Bedeutung sind. Das Modell umfasst den Zeitraum von 1976 bis 1986, also ledig‐
lich die ersten 10 Jahre unserer Eichdaten. Es beschreibt den FRI einer beliebigen Probenstelle der Mur in Abhängigkeit von der Entfernung zur Quelle und der Was‐
sertemperatur. Wassertemperatur und Quelldistanz weisen unterschiedliche Wertebereiche auf, da‐
her können die Koeffizienten nicht direkt miteinander verglichen werden. Anhand der standardisierten Koeffizienten erkennt man jedoch, dass beide Faktoren in etwa in ähnlich starkem Ausmaß sich signifikant (p<0,001) auf den FRI auswirken, d.h. eine Zunahme der Wassertemperatur als auch der Quelldistanz führt zu einer linea‐
ren Zunahme des FRI. Wassertemperatur und Quelldistanz sind zwar z.T. selbst mit einander korreliert, die Redundanz ist jedoch nicht so hoch, als dass sie zu einem Problem hinsichtlich Kollinearität führen würde. Mit einfachen Worten gesagt, die Quelldistanz liefert einen von der Wassertemperatur unabhängigen Beitrag für die Qualität des Modells. Tabelle 6: Statistische Kenndaten des Referenzmodells der Mur für den Sommer Modell
B
Konstante
Wassertemperatur
Quelldistanz
Standardisierte
Koeffizienten
Koeffizienten
Std. Fehler
2,706
,106
,135
,010
,00426
,00027
t
Signifikanz
Beta
Kollinearität Statistiken
Toleranz
VIF
25,596
,000
,454
13,355
,000
,539
1,856
,542
15,954
,000
,539
1,856
Mit Hilfe des obigen Referenzmodells werden weiter unten die Veränderung des FRI und die räumliche Verschiebung desselben unter Berücksichtigung der verschiede‐
nen Szenarien des klimatologischen Projektteils dargestellt. Für die Ybbs konnte aufgrund der zu geringen Datenverfügbarkeit (Stationen) kein Modell entwickelt werden. Vergleich der Wassertemperaturentwicklungen einzelner Fischregionen von 1976 bis 2050 In diesem Kapitel werden zunächst die im klimatologischen Projektteil simulierten Wassertemperaturen von 2001 bis 2050 jenen von 1976 bis 2001 gegenübergestellt und mit dem FRI verglichen. In einem weiteren Schritt werden diese Ergebnisse mit Hilfe des Referenzmodells für die Mur analysiert. Somit lassen sich die Reaktionen der Fische auf die jeweilige Temperaturänderung quantifizieren. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 34/47 Abbildungen 17 und 18 zeigen den mittleren Trend des Temperaturverlaufes einzel‐
ner Fischregionen für die Mur und Ybbs. Ein tendenzieller Temperaturanstieg ist für beide Flüsse zu erkennen. Lineare Regressionsanalysen zeigen, dass bei allen Statio‐
nen ein signifikanter Zusammenhang zwischen der Wassertemperatur und dem zeit‐
lichen Verlauf besteht. Der zeitliche Verlauf erklärt die Variabilität der Wassertempe‐
ratur, obwohl die interannualen Schwankungen sehr groß sind. Die Anstiege der Wassertemperaturen als solche (die Koeffizienten können den Abbildungen 17 und 18 entnommen werden) sind bei allen Stationen signifikant (p<0,01). Pro 10 Jahre würde dies im Durchschnitt eine Erhöhung der Wassertemperatur um 0,16 – 0,38 °C bedeuten. MR (4)
HR/EP (5,5)
EP (6)
EP/MP (6,25)
13
y = 0,0379x + 9,1892
R2 = 0,6616
12
Wassertemperatur [°C]
11
y = 0,0318x + 8,4316
R2 = 0,6388
10
y = 0,0288x + 8,1753
R2 = 0,6426
9
8
7
6
y = 0,0156x + 4,8977
R2 = 0,6769
5
19
76
19
79
19
82
19
85
19
88
19
91
19
94
19
97
20
00
20
03
20
06
20
09
20
12
20
15
20
18
20
21
20
24
20
27
20
30
20
33
20
36
20
39
20
42
20
45
20
48
4
Jahre
Abbildung 17: Entwicklung der Jahresmittelwerte der Wassertemperatur von 1976 bis 2050 im aktuell als Metarhithral (MR), Übergang Hyporhithral/Epipotamal (HR/EP), Epi‐
potamal (EP) und beginnenden Übergang Epipotamal/Metapotamal (EP/MP) vorlie‐
genden Gewässerabschnitten der Mur Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 35/47 HR (5)
HR/EP (5,5)
12
y = 0,021x + 9,3518
R2 = 0,5395
Wassertemperatur [°C]
11
10
y = 0,0121x + 7,6318
R2 = 0,523
9
8
7
19
76
19
79
19
82
19
85
19
88
19
91
19
94
19
97
20
00
20
03
20
06
20
09
20
12
20
15
20
18
20
21
20
24
20
27
20
30
20
33
20
36
20
39
20
42
20
45
20
48
6
Jahre
Abbildung 18: Entwicklung der Jahresmittelwerte der Wassertemperatur von 1976 bis 2050 für die aktuell als Hyporhithral (HR) und als Übergang Hyporhithral/Epipotamal (HR/EP) vorliegenden Gewässerabschnitte an der Ybbs Genaueren Aufschluss darüber, wie stark sich die Wassertemperatur in Zukunft in einzelnen Fischregionen erwärmen wird, liefert die Gegenüberstellung der Tempera‐
turentwicklungen der Zeiträume 1976‐2001 und 2001‐2050. Für die Ybbs zeigt Abbildung 19 einerseits einen Temperaturunterschied der Jahres‐
mittelwerte zwischen HR (7,7 °C) und HR/EP (9,5 °C) von 1,8 °C und einen mittleren Anstieg der Wassertemperatur ab dem Zeitraum 1976 bis 2001 von 0,6 °C im HR und einen von 1,0 °C im HR/EP. Ein durchgeführter t ‐Test bestätigt diesen Temperatur‐
anstieg in den einzelnen Fischregionen auf hoch signifikantem Niveau (Ybbs, p < 0,01). Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 36/47 12
95% CI Wassertemperatur [°C]
11
10
9
Jahre
8
1976 - 2001
7
2001 - 2050
HR (5)
HR/EP (5,5)
FRI potentiell
Abbildung 18: Vergleich der Jahresmittelwerte und 95 % Konfidenzintervall der Wassertem‐
peratur für das Hyporhithral (HR) und den Übergang vom Hyporhithral zum Epipo‐
tamal (HR/EP) im Zeitraum von 1976 bis 2001 und von 2001 bis 2050 an der Ybbs 12
11
10
95% CI Wassertemperatur [°C]
9
8
7
Jahre
6
1976 - 2001
5
4
2001 - 2050
MR (4)
MR/HR (5,5)
EP (6)
EP/MP (6,25)
FRI potentiell
Abbildung 19: Vergleich der Jahresmittelwerte und 95 % Konfidenzintervalle der Wasser‐
temperatur für das Metarhithral (MR), Hyporhithral (HR), Hyporhithral/Epipotamal (HR/EP), Epipotamal (EP) und den Übergang vom Epipotamal zum Metapotamal (EP/MP) im Zeitraum von 1976 bis 2001 und von 2001 bis 2050 an der Mur Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 37/47 Auch an der Mur zeigte eine Gegenüberstellung der Wassertemperaturentwicklung von 1976 bis 2001 und von 2001 bis 2050 für die einzelnen Fischregionen hoch signi‐
fikante Unterschiede (t – Test Mur, p < 0,01). Die Wassertemperatur nimmt in diesen Zeiträumen um 0,7 °C im MR und bis 1,9 °C im EP/MP kontinuierlich zu. Modellierung der Änderung der Fischregion Aus oben dargestellten Erkenntnissen heraus wurden die Temperaturdaten des Mur‐
Szenarios in das oben entwickelte Referenzmodell eingefügt und ein theoretischer FRI berechnet. Der FRI erhöht sich im vorhergesagten Zeitraum (2001‐2050) durchschnittlich um 0,37 Regionen. Diese Erhöhung ist für alle Fischregionen in etwa dieselbe. Obwohl die vorhergesagte Temperaturänderung im Rhithral wesentlich geringer ist, liegen die Auswirkungen für die Fischfauna in ähnlich hohem Bereich (Abbildung 20). Dies bedeutet auch eine räumliche Verschiebung der Fischregionen, wie sie in Ab‐
bildung 20 zu erkennen ist. Die Verschiebung, basierend auf den Modellergebnissen, beträgt durchschnittlich ca. 40‐50 km und ist in allen Fischregionen in ähnlichem Ausmaß zu erkennen. FRI 1976 - 2001
FRI 2001 - 2050
7
R2 = 0,9895
6,5
Fischregionsindex
6
R2 = 0,997
5,5
5
4,5
4
3,5
3
0
50
100
150
200
250
300
350
Entfernung zur Quelle [Km]
Abbildung 20: Vergleich der historischen Beziehung zwischen der Entfernung von der Quel‐
le und dem FRI (Mittelwert Zeitraum 1976 bis 2001, volle Linie) mit der simulierten (Zeitraum 2001 bis 2050, gestrichelte Linie) Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 38/47 3.8. Möglicher Einfluss des Gletscherrückganges auf die Wassertemperatur Da die Einzugsgebiete der in dieser Studie untersuchten Flüsse keine Vergletsche‐
rung aufweisen, wurde der Effekt des durch Klimaänderung verursachten Gletscher‐
rückganges nicht explizite untersucht. Da jedoch viele österreichische Flusssysteme speziell im Oberlauf durch die Gletscherdynamik geprägt werden, soll zumindest qualitativ der Einfluss auf die Wassertemperatur abgeschätzt werden. Hierzu wur‐
den der Abfluss‐ und der Wassertemperaturverlauf der beiden Flüsse Sill und Ötzta‐
ler Aache in Tirol im Sommer 2003 verwendet. Das Einzugsgebiet der Sill ist kaum vergletschert, das der Ötztaler Aache hingegen sehr stark. Die Messstation an der Sill liegt auf einer Seehöhe von 569 m mit einem Einzugsgebiet von 854 km², die an der Ötztaler Aache auf 1185 m und einem Einzugsgebiet von 517 km². Generell ist ein Einfluss des Gletscherrückganges auf die Wassertemperatur nur während der Schmelzperiode, also spätes Frühjahr und Sommer zu erwarten. Hier‐
bei kann man zwei unterschiedliche Beeinflussungsmechanismen unterscheiden. Die Quelltemperatur und die Gletscherspende. Quelltemperatur Die Temperatur des Schmelzwassers von Gletschern liegt konstant bei 0 °C. Die Temperatur von natürlichen Quellen hingegen hängt von mehreren Faktoren ab, ist aber immer größer oder gleich 0 °C. Beeinflussende Faktoren hierbei sind die Seehö‐
he der Quelle und aus welch tiefen Bodenschichten das Wasser austritt. Das Quell‐
wasser hat annähernd die Temperatur des Bodens woher es stammt. Die Bodentem‐
peratur liegt im Jahresmittel gleich hoch wie die der darüber liegende Luft, wobei die Jahresamplitude mit der Bodentiefe abnimmt und zeitlich verschoben ist. In Abbildung 21 ist der Temperaturverlauf der beiden Flüsse Sill und Ötztaler Aache für die erste Hälfte des Augusts 2003 dargestellt. In dieser Zeitperiode fiel in Tirol kein nennenswerter Niederschlag, daher ist die Wasserführung und die Wassertem‐
peratur nur auf die Gletscherschmelze und Quellschüttung zurückzuführen. Man erkennt in der Abbildung den deutlichen Temperaturunterschied und auch eine Ver‐
schiebung des Tagesganges. Der mittlere Temperaturunterschied beträgt rund 4 °C. Dies kann nicht nur durch die unterschiedliche Seehöhe erklärt werden. Durch einen Vergleich der Wassertemperatur an zwei Stationen an der Ötztaler Aache kann man grob eine Temperaturabnahme mit der Seehöhe von ~ 1 °C pro 250 m annehmen. Dadurch beträgt der seehöhenbedingte Unterschied nur 2 °C und die restlichen 2 °C sind auf die geringere Quelltemperatur und die höhere mittlere Seehöhe des Ein‐
zugsgebietes der Ötztaler Aache zurückzuführen. Diese beiden Effekte weiter zu dif‐
ferenzieren war in dieser Arbeit nicht möglich. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 39/47 Tagesgang der Wassertemperatur von Sill und Ötztaler Aache in der ersten
Hälfte des Augusts 2003
18
16
Wassertemperatur [°C]
14
12
10
8
6
4
Differenz
Ötz
Sill
2
0
1. Aug
3. Aug
5. Aug
7. Aug
9. Aug
11. Aug
13. Aug
Datum
Abbildung 21: Tagesgang der Wassertemperatur von Sill und Ötztaler Aache im August 2003 Gletscherspende Unter Gletscherspende versteht man das Schmelzwasser, das durch das Abschmel‐
zen von Gletschereis freigesetzt wird. Unter normalen hydrologischen Bedingungen spielt die Gletscherspenden nur in den Oberläufen stark vergletscherter Einzugsge‐
biete eine Rolle. In sehr heißen und trockenen Perioden wird sie aber auch für die großen alpinen Flüssen relevant, da gerade zu diesen Zeiten die Gletscherspende maximal wird. In Abbildung 22 ist der Tagesgang des Abflusses der beiden Einzugs‐
gebiete dargestellt. Man erkennt sehr deutlich den massiven Tagesgang des Abflus‐
ses im vergletscherten Einzugsgebiet, der durch die Eisschmelze während der Son‐
neneinstrahlung verursacht wird. Weiters fällt auf, dass das wesentlich kleinere ver‐
gletscherte Einzugsgebiet einen deutlich höheren Abfluss aufweißt als das Nichtver‐
gletscherte. Rechnet man bei beiden Einzugsgebieten die mittlere Wasserspende pro Hektar aus, so ergibt sich für die Sill ein Wert von rund 3 l/ha*s, für die Ötztaler Aa‐
che hingegen 10 l/ha*s. Dies zeigt, wie wesentlich diese Gletscherspende für den Ab‐
fluss während hochsommerlicher Schönwetterperioden ist. Dies wiederum wirkt direkt zurück auf die Wassertemperatur, da der Zusammenhang Wasser‐ zu Luft‐
temperatur während des Sommers negativ korreliert ist. Das heißt ein Fluss mit ge‐
ringer Wasserführung erwärmt sich stärker. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 40/47 Tagesgang des Abflußes von Sill und Ötztaler Aache in der ersten Hälfte
des Augusts 2003
120
100
Sill
Ötz
Abfluß [m³/s]
80
60
40
20
0
1. Aug
3. Aug
5. Aug
7. Aug
9. Aug
11. Aug
13. Aug
Datum
Abbildung 22: Tagesgang des Abflusses von Sill und Ötztaler Aache im August 2003 Diese beiden Effekte Quelltemperatur und Gletscherspende zusammengenommen verstärken in den Oberläufen alpiner Flüsse den „normalen“ Temperaturanstieg verursacht durch die Klimaänderung. Wie stark dieser Effekt ist, hängt sehr vom je‐
weiligen Einzugsgebiet ab, und muss daher für jeden Fluss bzw. Flussabschnitt ex‐
plizite untersucht werden. Wie aber am Beispiel 2003 gezeigt wurde, kann dieser Ef‐
fekt doch die Größenordnung von mehr als 1 °C ausmachen. 4. Diskussion In den letzten Jahren wurde immer deutlicher, dass eine globale Änderung des Kli‐
mas stattfindet. Besonders deutlich sind diese Änderungen bei der Lufttemperatur, die im letzten Jahrhundert im Globalen Mittel um etwa 0,6 °C gestiegen ist, wobei dieser Anstieg der rascheste der letzten 1000 Jahre ist, und die erreichten Temperatu‐
ren in diesem Zeitraum die höchsten sind (IPCC 2001). In Europa stieg die Lufttem‐
peratur in diesem Zeitraum mit 0,8 °C etwas stärker an, in Österreich sind es sogar nahezu 1,8 °C, wobei alle Höhenlagen betroffen sind (Böhm et al. 1998). Während bereits einige Untersuchungen hinsichtlich der möglichen klimabedingten Auswirkungen auf terrestrische Ökosysteme in Österreich vorliegen, ist kaum etwas Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 41/47 über den aquatischen Bereich bekannt (Kromp‐Kolb & Gererstorfer 2003). Insbeson‐
dere mögliche Auswirkungen auf Fische, die aufgrund ihrer Stellung in Ökosyste‐
men übergeordnete Indikatorfunktion besitzen, wurden bislang nicht erforscht (Schmutz & Jungwirth 2003). Ziel dieser Studie war es daher, Szenarien beobachteter und vorhergesagter Veränderungen der Wassertemperatur für österreichische Fliessgewässer abzuleiten und deren Einfluss auf die Fischfauna abzuschätzen. Da bislang keine vergleichbaren Untersuchungen in Österreich durchgeführt worden waren, stellte die Erarbeitung einer neuen methodischen Vorgangsweise eine große Herausforderung für das Projekt dar. Diese Arbeit besitzt daher starken Pilotcharak‐
ter und zielte weniger auf die Analyse vieler Einzelgewässer, sondern mehr auf die grundsätzliche Möglichkeit der Erstellung geeigneter Modelle bzw. Modellketten ab. So galt besonderes Augenmerk der Einschätzung der Einsetzbarkeit empirischer Ver‐
fahren zur Generierung von Klimaszenarien in Fließgewässern. Uns ist z.B. keine Studie bekannt, die den Versuch unternimmt, GCM (General Circulation Models) Szenarien auf Fliessgewässer in Österreich zu übertragen oder Zusammenhänge zwischen Fischregionen und der Wassertemperatur zu modellieren. 4.1. Methodische Vorgangsweise Der im Rahmen vorliegenden Projektes gewählte methodische Ansatz stellt natürlich eine starke Vereinfachung komplexer Prozesse dar. Er ist jedoch geeignet, deutliche Veränderungen der Wassertemperaturverhältnisse abbildbar und prognostizierbar zu machen, sofern diese wirklich stattfinden. So ist es im Bezug auf den Wärme‐
haushaltes von Fließgewässern nahe liegend, dass das Volumen eines Wasserkörpers und seine Fliessgeschwindigkeit im Zusammenhang damit stehen, wie schnell sich der Wasserkörper erwärmt. Der Zusammenhang von Luft‐ und Wassertemperatur ist im Klimamittel stark ausgeprägt. So lassen sich die Jahresmittelwerte der Wasser‐
temperatur von Fließgewässern zu einem hohen Prozentsatz alleinig aus der Seehö‐
he, die als Surrogat für Klimazonen steht, berechnen (Schmutz 1995). Letztendlich ist die Wassertemperatur einer der die räumliche Struktur von Fischzönosen am stärks‐
ten prägende Faktor in Fließgewässern. Wesentliche Einschränkungen der ursprünglichen Zielsetzungen erfuhr das Projekt durch die aufwändige Datenrecherche hinsichtlich der Wassertemperaturen österrei‐
chischer Fließgewässer. Einerseits sind die Messstellen des HZB sehr inhomogen ü‐
ber Österreich verteilt, andererseits reichen die Datenreihen auf unterschiedlichste Zeitspannen zurück, was es schwierig macht, homogene Datensätze zu generieren. Letztendlich wurde die Mur als eigentliches Fallbeispiel ausgewählt, da hier eine vergleichsweise hohe Zahl an Messstellen sowie ausreichende Fischdaten vorlagen als auch dieses Gewässer zu den am geringsten anthropogen beeinflussten, größeren Fließgewässern Österreichs zählt. Zusätzlich wurde die Ybbs als Fallbeispiel ausge‐
wählt, um zu überprüfen, ob die in der Mur beobachteten Zusammenhänge in ähnli‐
cher Weise auch in anderen Gewässern zu erwarten sind. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 42/47 Eine Schwachstelle des uns zur Verfügung gestandenen Datensatzes war der kurze Beobachtungszeitraum. Er gestattet keine Validierung mittels ’split sample tests’. Bei dieser Art der Validierung der statistischen Modelle wird jedes Modell an unabhän‐
gigen Daten (also Daten, die nicht zur Kalibrierung verwendet worden sind) getestet. Bei nur etwas mehr als 20 Jahren an Beobachtungen war ein derartiger Test für die Trendanalysen nicht sinnvoll. Die Fischdaten stammten von Befischungen der Gewässer aus einem vergleichsweise langen Zeitraum, die Daten sind jedoch weder räumlich noch zeitlich homogen ver‐
teilt. Daher konnten auch keine feinen zeitlichen und räumlichen Untergliederungen des Datensatzes vorgenommen werden. Bei der Auswahl geeigneter fischökologischer Parameter bzw. Maßzahlen (metrics) wurden andere Ansätze, wie Analyse einzelner Arten oder Biomasse, zugunsten des Fischregionsindex (FRI), verworfen, da bei einer derartigen Pilotstudie integrative Metrics, wie der FRI, eher Reaktionen auf Klimaänderungen erwarten lassen. Der FRI integriert die gesamte Lebensgemeinschaft in einer Maßzahl, spiegelt somit die mögliche Reaktion dominierender Arten als auch des gesamten Artenspektrums wi‐
der. 4.2. Klimatologische Zusammenhänge und Modelle Ziele des klimatologischen Projektteiles waren, (1) die globalen Klimaänderungen mithilfe von Downscaling‐Modellen auf regionale Ebene herunter zu brechen und die Lufttemperaturen entlang der Fließgewässer zu ermitteln, sowie (2) die Wasser‐
temperatur anhand der berechneten Lufttemperatur sowie des Durchflusses zu mo‐
dellieren. Die Erstellung der klimatologischen Modelle gestaltete sich als relativ aufwändig, da für jede Messstation und jeden Monat individuelle Modelle erarbeitet werden muss‐
ten. Zwar besteht hinsichtlich Wassertemperatur und Durchfluss eine deutliche Kor‐
relation zwischen allen Messstellen eines Fließgewässers, dennoch gibt es rein lokal wirkende Phänomene (z.B. Eisbedeckung, Inversionen), die im Rahmen dieser Studie nicht näher untersucht wurden, die jedoch eine individuelle Betrachtung jeder ein‐
zelnen Messstelle erforderten. Die interannuale Variabilität der Wassertemperatur wird stark durch die Lufttempe‐
ratur geprägt. Dies zeigt sich u.a. durch die Tatsache, dass Mur und Ybbs einem ähn‐
lichen Muster in zeitlicher Hinsicht folgen (Abbildung 3). Anhand der Lufttempera‐
tur und des Durchflusses konnte für jede Station und jeden Monat ein Modell erstellt werden, dass zumindest Näherungsweise die Wassertemperatur vorhersagen konn‐
te. Der hier gewählte Modellansatz ist vergleichsweise einfach und daher sind die Modelle mit einer gewissen Unschärfe behaftet. Diese Modelle könnten in Zukunft unter Hinzunahme weiterer, die Wassertemperatur bestimmende Faktoren verbes‐
sert werden. Im Wesentlichen zeigen die Analysen an der Mur, dass der Median eine Tempera‐
turzunahme von 1 °C zwischen der Beobachtungsperiode und der Szenarioperiode Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 43/47 erfährt. Dabei sind in der Projektion mit zunehmender Entfernung von der Quelle eine stärkere Erwärmung und auch eine größere Zunahme der Varianz feststellbar. Bei der Ybbs an der Messstelle Opponitz ist ein Anstieg der minimalen Temperatu‐
ren und der maximalen Wassertemperatur sichtbar. Die Varianz scheint unverändert und der Anstieg ist etwas größer als 1 °C. Bei Greimpersdorf ist die simulierte Tem‐
peraturzunahme des Wasserkörpers etwas stärker ausgeprägt und eine Zunahme der Varianz ist erkennbar. Sowohl Mur als auch Ybbs zeigen einen statistisch signifikanten Anstieg der Wasser‐
temperatur (Jahresmittel). Dieser Trend wird zwar stark durch die interannualen Schwankungen überlagert, ist jedoch sowohl für die vergangene Periode (1976‐2001) als auch für die zukünftige (2001‐2050) in gleichem Ausmaß erkennbar. Dies stellt ein im Bereich der Gewässerökologie bislang weitgehend unbekanntes Phänomen dar. Während zwar allgemein für die Zukunft Änderungen der Wassertemperaturver‐
hältnisse erwartet werden, so ist, soweit uns bekannt, in keiner Studie ein Nachweis für einen bereits in den letzten 3 Jahrzehnten auftretenden Trend belegt. 4.3. Fischfauna Der Vergleich des potentiellen FRI mit dem aktuellen zeigt, dass sowohl die Mur als auch die Ybbs in den untersuchten Bereichen noch vergleichsweise naturnah sind. Daher können andere maßgebliche, die Fischfauna stark beeinflussende Faktoren hier ausgeschlossen werden. In der Mur kommen heute, basierend auf den vorlie‐
genden Daten, ca. 43 Fischarten, in der Ybbs mindestens 14 Fischarten vor. Der FRI steht mit einer Reihe von gewässerspezifischen Faktoren in Zusammenhang. In dieser Studie dargestellt sind z.B. die lineare Zunahme des FRI mit abnehmender Seehöhe, zunehmender Entfernung von der Quelle, zunehmender Lufttemperatur und letztlich zunehmender Wassertemperatur. Für die Prognose von Klimaänderun‐
gen wurde schließlich ein multivariates Regressionsmodell erstellt, das den FRI an‐
hand der Wassertemperatur und der Quelldistanz vorhersagen lässt. Jeder Fischregion kann nun anhand dieser empirischen Modelle ein entsprechender Wassertemperaturwert zugeordnet werden. Die mittlere Jahreswassertemperatur nimmt z.B. in der Mur ausgehend von 4,13 °C im Epirhithral um je durchschnittlich 1,6 °C pro Fischregion bis auf 10,6 °C im Metapotamal zu. Diese Temperaturbeziehung wurde nun dem im klimatologischen Teil der Studie entwickelten Klimaszenario zugrunde gelegt. D.h. die im Szenario berechneten Was‐
sertemperaturen wurden in das Fischmodell eingesetzt und die sich daraus ergeben‐
den FRI analysiert. Der FRI erhöht sich an der Mur pro Standort im vorhergesagten Zeitraum (2001‐
2050) durchschnittlich um 0,37 Regionen. Dies bedeutet eine deutliche Verschiebung in der Artenzusammensetzung. Die an der Mur gewonnenen Erkenntnisse sind mit hoher Wahrscheinlichkeit auch auf andere Gewässer ähnlichen Typs übertragbar. Die Analysen der Temperaturver‐
hältnisse an der Ybbs erbrachten vergleichbare Ergebnisse, wiewohl hier keine Mo‐
Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 44/47 delle des FRI aufgrund der geringen Anzahl an Temperaturmessstellen berechnet werden konnten. So weicht z.B. die ermittelte mittlere Jahreswassertemperatur der Ybbs im Hyporhithral mit 7,7 °C nur geringfügig von jener der Mur mit 7,4 °C ab. Geht man davon aus, dass die Fischfauna sich an Klimaänderungen insofern anpasst, als dass es zu einer längszonalen Verschiebung der Fischregionen nach flussauf kommt, so wäre mit einer Verlagerung nach oben im Ausmaß von 40‐50 km zu rech‐
nen. Diese Verschiebung erfolgt im Rhithral im selben Ausmaß wie im Potamal. Da jedoch die Wassertemperaturänderungen im Rhithral geringer als im Potamal ausfal‐
len, ist dies ein Hinweis dafür, dass die Rhithralfauna auf Klimaänderungen wesent‐
lich stärker reagiert. In räumlicher Dimension betrachtet würde dies z.B. bedeuten, dass ein großer Teil des derzeitigen Hyporhithrals der Mur sich zukünftig in ein Epipotamal verwandeln würde. Damit würde über weite Bereiche die derzeit noch dominierende Äsche von anderen Arten abgelöst werden. Das Flusskontinuum der Mur ist, wie auch bei allen anderen größeren Fließgewässer Österreichs, durch Wehranlagen mehrfach unter‐
brochen. Eine Einwanderung von Potamalfischarten ist daher kaum möglich. Der Klimawandel würde sich daher v.a. in einer Reduktion der Äsche und einem Aus‐
bleiben von „Ersatzfischarten“ niederschlagen. Zieht man jedoch auch in Betracht, dass Fischarten und deren längszonale Verteilung nicht nur durch den Faktor Wassertemperatur gesteuert werden, so können die mög‐
lichen klimabedingten Auswirkungen noch deutlicher zum Tragen kommen. Bei der Äsche ist z.B. bekannt, dass sie vorwiegend Gewässer größerer Dimension besiedelt (z.B. Schmutz 1995). Ihrem klimabedingten flussaufgerichteten Ausweichen sind da‐
her aufgrund anderer limitierender Faktoren Grenzen gesetzt. Letztendlich würde dies zu einer Reduktion der Ausdehnung der Äschenregion in Österreich führen. Dies könnte vergleichsweise rasch erfolgen, da die Äsche bereits aufgrund hydro‐
morphologischer Belastungen stark gefährdet ist (Spindler et al. 1997). Ähnliches gilt auch für die Bachforelle, die flussauf zurückgedrängt wird. Nach oben ist auch deren Verbreitung durch die Gewässerdimension, den Abfluss, das Gefälle und andere Faktoren limitiert. Bestimmte Arten, wie der Huchen, sind bereits jetzt vom Aussterben bedroht. Der Huchen kommt in Österreich als sich selbst erhaltende Population nur mehr in weni‐
gen Fließgewässern vor. Aus den Epipotamalbereichen der Unterläufe wurde er auf‐
grund hydromorphologischer Eingriffe praktisch vollständig verdrängt. Im Rück‐
zugsbereich des Hyporhithral droht ihm nun mit dem Klimawandel eine zusätzliche Gefahr. Es könnte die Klimaerwärmung das Aussterben des Huchens wesentlich wahrscheinlicher machen. Anders könnte es sich jedoch bei der nicht heimischen Regenbogenforelle verhalten. Diese Art wurde Ende des 19. Jahrhunderts in Österreich eingeführt. Sie ist durch‐
wegs wesentlich toleranter gegenüber anthropogenen Veränderungen. Insbesondere hinsichtlich der Temperaturansprüche ist sie im Vergleich zu Bachforelle und Äsche offensichtlich deutlich flexibler. In den letzten 3 Jahrzehnten hat sich diese Art in Ös‐
Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 45/47 terreich massiv ausgebreitet. Sie weist praktisch in allen, ausreichend Struktur bie‐
tenden Gewässern, in denen sie vorkommt, eine hohe natürliche Reproduktion auf. Insbesondere in der Mur ist deren Bestand abschnittweise bereits höher als jener der ursprünglich dominierenden Äsche. Die Erhöhung der Wassertemperatur könnte dabei ein wesentlicher Faktor sein. Insgesamt betrachtet, dürfte von der Klimaerwärmung und den daraus resultieren‐
den Veränderungen in Fließgewässern v.a. die Rhithralfauna betroffen sein. Diese Gewässer stellen jedoch aus fischereilicher Sicht die attraktivsten und ökonomisch interessantesten Gewässer dar. Für Fliegenfischergewässer hoher Qualität werden Pachtpreise bis zu 10 000 € pro Jahr und Flusskilometer bezahlt. Wenn sich diese Salmonidengewässer nun infolge Klimawandels in weniger attraktive cypriniden‐
dominierte Reviere umwandeln, so bedeutet dies für den Fischereiberechtigten einen deutlichen ökonomischen Verlust. Intakte Salmonidengewässer sind bereits heute eine Rarität. Eine weitere Reduktion hochwertiger Salmonidengewässer würde wahrscheinlich den angelfischereilichen Druck auf verbleibende Gewässer deutlich erhöhen und hier zu einem zusätzlichen Druck auf die Fischfauna führen. Für Österreich relevante Klimaszenarien zeigen zwar keinen räumlich und saisonal einheitlichen Trend für den Niederschlag und den Abfluss, dennoch werden insge‐
samt eine Abnahme der Sommerabflüsse, eine Zunahme der Häufigkeit und Stärke der Hochwasserereignisse und größere Schwankungen in der Abflussdynamik prognostiziert (Kromp‐Kolb & T. Gerersdorfer 2003). Dies sind zusätzliche Faktoren, die die Fischfauna beeinträchtigen können. Auswirkungen von Klimaänderungen auf Fische 46/47 5. Literatur Auer, I., R. Böhm und W. Schöner, 2001: Austrian long‐term climate 1767—2000: Österreichi‐
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