Prof. Kurt Schreckenbach und Dr. Uwe Brämick (Institut für Binnenfischerei e.V., Potsdam Sacrow )
stellten dem Matchanglershop-Fiebig
diesen wissenschaftlichen Bericht für's Hegefischen freundlicher Weise zur Verfügung.
Es werden u.a. die Fragen geklärt, wie sich das Hegefischen und das Anfüttern auf das ökologische Gleichgewicht des Gewässers auswirken
Ebenso wird wissenschaftlich! geklärt, ob Fische beim Angeln Schmerz empfinden!

Wir haben diesen Bericht für die Darstellung im Internet aufgearbeitet und optimiert für erträgliche Ladezeiten.
 

Einen ähnlichen Bericht, ob Fische Schmerz empfinden haben wir bei angeling news gefunden: http://www.anglingnews.net/rep_detail.asp?ID=1849
Die deutsche Übersetzung zu diesem Bericht finden Sie hier:

1. Einleitung
2. Untersuchungsgewässer
3. Wasserparameter
4. Fischnährtierbesiedlung
5. Fischereiliche Ertragsfähigkeit von Gewässern
6. Ausprägung von Fischartengemeinschaften
7. Angelfischereiliche Bewirtschaftung
7.1 Fischbesatz
7.2 Fischfang
7.3 Belastungen der Fische durch den Angelvorgang
7.4 Nährstoffeintrag durch Anfüttern
7.5 Beeinflussung der Tier- und Pflanzenwelt der Gewässer
Zusammenfassung
Danksagung

Im Rahmen der Mehrfachnutzung der Binnengewässer existieren recht unterschiedliche Auffassungen über die Bedeutung, die Einflüsse und die Aktivitäten der verschiedenen Nutzergruppen, wie z. B. Wasserwirtschaft, Naturschutz, Fischerei, Badebetrieb und Tourismus. Obwohl zahlreiche Rechtsgrundlagen den allgemeinen Rahmen der Gewässernutzungen regeln, treten vielfach Interessenkonflikte zwischen dem Natur-, Umwelt- und Tierschutz sowie der Fischerei und dem Tourismus auf. Auch die Angelfischerei wird dabei zunehmend kritischer betrachtet, weil über die Gründe und Auswirkungen des Angelns, die Lebensweise und Ansprüche der Fische sowie die Vorgänge in den Gewässern z. T. recht unterschiedliche, unzureichende oder sogar falsche Vorstellungen bestehen.

Nach den Erkenntnissen der Fischereibiologie strebt jedes Gewässer der maximal möglichen Auffüllung mit Fischbiomasse zu und erreicht diesen Zustand – sofern keine Katastrophen (z. B. Ausstickung, Abwässer) einwirken - auch in der Regel jedes Jahr. Die fischereiliche Bewirtschaftung der Binnengewässer durch die Berufs- und Angelfischerei verfolgt das Ziel, die alljährlich nachwachsenden Reserven der Bioproduktion durch eine angemessene Entnahme von Fried- und Raubfischen abzuschöpfen und dabei unerwünschten Effekten (z.B. Überfischung, Massenfischentwicklung, Ichthyoeutrophierung) durch gezielten Fang, Besatz und Förderung des gewässertypischen Fischbestandes vorzubeugen. Dieses Ziel kann am besten erreicht werden, wenn das Gewässer eine möglichst große Biotopvielfalt und eine den natürlichen Gegebenheiten entsprechende Wassergüte aufweist. Damit steht das fischereiliche Ziel der Berufs- und Angelfischerei grundsätzlich in Übereinstimmung mit dem ökologischen Ziel (BARTHELMES 1993). Ordnungsgemäße Fischerei ist somit eine nachhaltige und umweltgerechte Bewirtschaftung der Gewässer auf der Grundlage der aktuellen wissenschaftlichen Erkenntnisse und praktischen Erfahrungen (KNÖSCHE 1998).

Die Nachhaltigkeit, Notwendigkeit und Chance für die Berufs- und Angelfischerei liegt in Deutschland nicht mehr allein auf der Erzeugung bzw. dem Fang von hochwertigen und gesunden Nahrungsmitteln, sondern bietet darüber hinaus vielen Menschen auch Einkommensgrundlage und Erholung, wie das eingehend von ARLINGHAUS et al. (2001) analysiert wird. Da die kommerzielle Fischerei unter den schwierigen gesellschaftlichen Rahmenbedin-gungen in Deutschland in ein enges Korsett aus Liquidität und Rentabilität gedrängt ist und unrentable Wirtschaftsweisen zwangsläufig zur Aufgabe von Binnenfischereiunternehmen führen (CANNARELLA 1997, STEFFENS 1998, ROSENTHAL & HILGE 2000, WEDEKIND et al. 2001), treten nichtkommerzielle Nutzergruppen, wie z. B. Naturschutz und Angelfischerei an ihre Stelle (ELSTER 1993). Somit zielt die Gewässerbewirtschaftung in allen Industrienationen zunehmend stärker auf den Ökosystemschutz und Erholungswert der Gewässer als auf die Bereitstellung von Nahrungsmitteln.

Da in der heutigen Kulturlandschaft eine zukunftsweisende Gewässererhaltung ohne fachgerechte Bewirtschaftung kaum möglich ist, lässt sich eine ökologische Notwendigkeit der Be-rufs- und Angelfischerei ableiten (KNÖSCHE 1998). Diese Nutzergruppen der Gewässer sichern den Schutz der Fischerei als Kulturgut, die Durchsetzung der erforderlichen Hegemaßnahmen, die Selbstversorgung mit Fischen und die Erholung von etwa 1,48 Millionen Anglern in Deutschland. Die Angelfischerei hat in den letzten Jahren große Bedeutung für viele Menschen erlangt und einen hohen sozioökonomischen Nutzen erreicht. Sie wird inzwischen in vielen Ländern von der Bevölkerung, Wirtschaft und Politik anerkannt (DAV 2001). In England werden z. B. am Rande von Großstädten Angelgewässer unterhalten, um Jugendlichen eine sinnvolle Freizeitbeschäftigung zu ermöglichen und zur Verbesserung ihrer Sozialprognose beizutragen (NORTH 2000). Untersuchungen und Umfragen in der Bevölkerung bestätigen unter geeigneten Bedingungen (sachkundige Anleitung u.a.) eine hohe soziale und erzieherische Wirkung des Angelns bei Kindern und Jugendlichen. Durch die 2 Ausübung der Angelfischerei können das Verständnis für Natur- und Tierschutz, die Charak-terbildung und die sozialen Beziehungen wesentlich gefördert werden (BOS & UHL 2001). „Fischers Fritz" braucht keine Drogen (ZABKA 2001). Angeln ist für Kinder Natur- und Heimat-kunde (DAV 2001, KNÖSCHE 2001).

Zahlreiche Arbeiten weisen auf die Chance für eine zukunftsträchtige Kooperationen zwischen der Berufs- und Angelfischerei hin und betonen die hohe sozioökonomische Bedeutung der Freizeitfischerei (ELSTER 1993, V. LUKOWICZ 1996, HILGE 1998, STEFFENS 1998, STEFFENS & WINKEL 2000, KNÖSCHE 2000, WEDEKIND et al. 2001). Die Angelfischerei hat viele Facetten, die bisher unzureichend untersucht wurden: Einerseits ziehen Angler einen hohen Nutzen aus ihrer Freizeittätigkeit (z. B. Erholung, Entspannung, Naturerlebnis, lebend-frische Nahrungsmittel, Freundschaft, Vereinsleben, Weiterbildung). Andererseits profitiert die Volkswirtschaft von der Angelfischerei, weil Angler für ihr Hobby immense Summen ausgeben und eine florierende Angelindustrie einschließlich Tourismus unterhalten (LEDERER 1997, WEDEKIND et al. 2001).

In den entwickelten Ländern gemäßigter Breiten geht die kommerzielle Seen- und Flussfischerei zugunsten der Erholungsfischerei zurück, während ausgewählte Fischarten als Nahrungsmittel und Besatzmaterial in der Teichwirtschaft und Aquakultur erzeugt werden (WEL-COMME 1997). Da in Deutschland auch die Erholungsfunktion der Ökosysteme zunehmend zugunsten des Natur-, Tier- und Biotopschutzes zurückgedrängt wird (WELCOMME 1998, WELCOMME & BARTLEY 1998), geraten nunmehr die Aquakultur (ROSENTHAL & HILGE 2000) und die Angelfischerei unter starken Druck (ARLINGHAUS et al. 2001). Dabei werden z. B. folgende Vorwürfe gegen die Angelfischerei gerichtet: Beeinträchtigung der Artenvielfalt, Gefährdung seltener Fischarten, Störung der gewässergebundenen Flora und Fauna, Veränderung des genetischen Potenzials der Fische, Überfischung der Raubfische, Förderung der Massenfische, Nährstoffeintrag durch Anfüttern, Belastungen und Schädigung der Fische. Gemäß Gerichtsurteil dürfen Angler ebenso wie Soldaten der Bundeswehr als „Mörder" bezeichnet werden (VDSF 2001). Da meist nicht nachvollzogen werden kann, auf welcher fachlichen Grundlage derartige Behauptungen erhoben werden, sind Betrachtungen und Untersuchungen zu den Auswirkungen der Angelfischerei dringend erforderlich.

Während die amerikanische Wissenschaft seit mehr als 50 Jahren biologische, sozialwis-senschaftliche und ökonomische Forschung auf dem Gebiet der Freizeitfischerei betreibt (v. BRANDT 1962, GUTHRIE et al. 1991, POLLOCK et al. 1994, MALVESTUTO 1996) und auch in der Schweiz (SCHWÄRZEL-KLINGENSTEIN et al. 1999), in Österreich (KOHL 2000 zit. bei ARLING-HAUS et al. 2001) und in Großbritannien (NORTH 2000) Pilotstudien erarbeitet wurden, liegen für Deutschland noch keine ausreichenden Untersuchungen vor. Einige Arbeiten orientieren sich an regional begrenzten Erhebungen zu ökonomischen Aspekten der Angelfischerei (GROSCH et al. 1977, LEDERER 1997, WEDEKIND et al. 2001, STEFFENS & WINKEL 1999, 2000). Für ausgewählte Angelgewässer in Brandenburg, Sachsen-Anhalt und Nordrhein-Westfalen wurden biologisch-ökologische Basisdaten zur nachhaltigen fischereilichen Bewirtschaftung erarbeitet (FLADUNG 1997; BRÄMICK & FLADUNG 1998a, b; BRÄMICK 1999, 2001; BRÄMICK & SCHRECKENBACH 2000; KNÖSCHE & BORKMANN 2001). Wie ein nachhaltiges Management von Binnengewässern künftig aussehen könnte, wird für zwei Gewässer Brandenburgs beschrieben (MEHNER & ANWAND 1999, MEHNER et al. 2000a). Mehrere Arbeiten analysieren die Auswirkungen von Besatzmaßnahmen (BERG 1993, WEIBEL & WOLF 2000 u.a.). Angesichts der enormen gesellschaftlichen Bedeutung der Angelfischerei in Deutschland wurden die Auswirkungen der Fischerei mit der Handangel auf die einheimischen Süß-wasserfische und ihre Umwelt im Rahmen einer Studie näher betrachtet (SCHRECKENBACH & BRÄMICK 2002). Basierend auf bewährten Erkenntnissen der Fischereiwissenschaft und –praxis (SCHÄPERCLAUS 1953, BAUCH 1966, MÜLLER 1967, STEFFENS et al. 1979, BARTHELMES 1981, 1993, KNÖSCHE 1995, 1998, 2000, MEHNER & ANWAND 1999, MEHNER et al. 2000a, BRÄMICK & SCHRECKENBACH 2000 u. a.) erfolgten darin 1998 bis 2001 Erhebungen an vier ausgewählten Angelgewässern. Die Untersuchungen der Beispielsgewässer umfassten den Biotopzustand, die Nährtier- und Fischbestände, die fischereiliche Ertragsfähigkeit und die Bewirtschaftung. Die Untersuchungsmethoden sind ausführlich bei SCHRECKENBACH & BRÄMICK (2002) beschrieben. Einige Ergebnisse der Studie werden nachfolgend dargestellt.

Die Auswirkungen der Fischerei mit der Handangel auf die einheimischen Süsswasserfische wurden an zwei künstlich angelegten und zwei natürlich entstandenen Beispielsgewässern mit sehr unterschiedlichen Eigenschaften sowie differenzierter fischereilicher Bewirtschaftung durch Vereine des Verbandes Deutscher Sportfischer (VDSF), des Deutschen Anglerverbandes (DAV) bzw. des Instituts für Binnenfischerei Potsdam Sacrow (IfB) untersucht und bewertet. Nachfolgend sind die Hauptcharakteristika der Untersuchungsseen kurz aufgelistet:

Essenberger See
Land: Nordrhein-Westfalen
Seentyp: Baggersee durch Kiesabbau um 1920 und 1960
Fläche 3,7 ha
Tiefe: max. 8,6 m, mittel 4,5 m
Hauptfischarten: Barsch, Karpfen, Aal, Blei, Plötze

Gihmsee
Land: Brandenburg
Seentyp: kleiner natürlicher Waldsee, Blei-III-See nach BAUCH (1963)
Fläche 2,4 ha
Tiefe: Tiefe max. 5,5 m, mittel 5 m
Hauptfischarten: Barsch, Plötze, Rotfeder, Blei, Schleie, Hecht

Köhlerteich
Land: Sachsen-Anhalt
Seentyp: ehemaliger Karpfenteich, seit 1995 nicht mehr abgelassen und als Angelgewässer bewirtschaftet Fläche 5,5 ha
Tiefe: max. 2,0 m, mittel 1,6 m
Hauptfischarten: Barsch, Plötze, Karausche, Giebel, Rotfeder, Karpfen
 

Sacrower See
Land: Brandenburg
Seentyp: großer natürlicher See, Blei-IV-See nach BAUCH (1966) bzw. MAH-See nach MÜLLER (1967)
Fläche 102,1 ha
Tiefe: max. 35 m, mittel 11 m
Hauptfischarten: Güster, Barsch, Plötze, Blei, Hecht, Kleine Maräne

Die Wasserbeschaffenheit der Gewässer ist von grundlegender Bedeutung für das Leben der Fische. Nur wenn alle wichtigen Parameter, wie die Wassertemperatur, der Sauerstoffgehalt, der pH-Wert u. a. den physiologischen Ansprüchen entsprechen, können sich die verschiedenen Fischarten und –altersgruppen gesund entwickeln, angemessen fortpflanzen und wachsen, um später durch die Angelfischerei abgeschöpft zu werden. Eine angemessene Wasserbeschaffenheit ist auch die Voraussetzung für die Entwicklung der anderen aquatischen Organismen, von denen die Fische über die Nahrungskette abhängen. Insbesondere die Anwesenheit der Hauptnährstoffe Phosphor und Stickstoff beeinflusst maßgeblich das Aufkommen von Algen, Zooplankton und Benthos, von denen sich die Fische ernähren. Welche Unterschiede die Wasserparameter in verschiedenen Gewässertypen aufweisen können und welche Auswirkungen das auf die Fischbestände und die fischereiliche Ertragsbildung hat, wird nachfolgend an den ausgewählten natürlichen und künstlichen Beispielsgewässern verdeutlicht.

Die Wassertemperaturen unterscheiden sich in den oberen Wasserschichten der stehenden Gewässer nur gering und liegen in Abhängigkeit von den spezifischen Witterungsbedingungen im August zwischen 18,5 bis 21,5°C. Im flachen Köhlerteich (max. 2 m) herrschen diese Temperaturen aufgrund der starken Durchmischung bis zum Grund vor. Im max. 5,5 m tiefen, steilscharigen Gihmsee nimmt die Wassertemperatur unterhalb 3 m sprungartig ab, so dass auf weiten Gewässerflächen eine stabile Schichtung entsteht. Im Essenberger Bagger-see (max. Tiefe 8,6 m) sinken die Temperaturen aufgrund der spezifischen Durchmischungsverhältnisse erst unterhalb einer Tiefe von 5 m deutlich ab und führen nur lokal begrenzt zu einer Schichtung des Wasserkörpers während der Sommermonate. In sehr tiefen Seen, wie z. B. dem Sacrower See (max. Tiefe 35 m) nehmen die Temperaturen unter 5 m Tiefe ab, erreichen in 10 m 6,7 °C und in 35 m 4,7 °C, so dass auf weiten Gewässerflächen eine stabile Temperaturschichtung während der gesamten Vegetationsperiode besteht.

Der Sauerstoffgehalt der Gewässer hängt maßgeblich von der Wassertemperatur sowie der Assimilation der Algen und höheren Wasserpflanzen ab. In Abhängigkeit von der Entwicklung des Phytoplanktons entstehen während der Vegetationsperiode auch Wassertrübungen, die die Sichttiefe verringern und zur Selbstbeschattung sowie Unterbindung der pflanzlichen Sauerstoffproduktion im unteren Wasserkörper führen können. Zudem verursacht das herabsinkende abgestorbene organische Material eine Sauerstoffzehrung in den tieferen Wasserschichten. Aus den Wechselbeziehungen von Wassertemperatur, Phytoplanktonent-wicklung, Lichteinfluss, Sauerstoffproduktion und –zehrung, Durchmischung und Tiefe ergeben sich während der Vegetationsperiode charakteristische Sauerstoffprofile. Unterhalb der Sprungschicht kann dabei der Sauerstoffgehalt in den Sommermonaten so weit absinken, dass für Fische lebensfeindliche Bedingungen entstehen. Wie die Sauerstoff-Vertikalprofile der verschiedenen Beispielsgewässer im August verdeutlichen, herrschen in den oberen Wasserschichten für alle Fischarten ausreichende Sauerstoffgehalte von 8,2 bis 10,6 mg/l vor, die in den tieferen geschichteten Gewässern unterhalb der Sprungschicht erheblich absinken. Während im flachen Köhlerteich aufgrund der Durchmischungs- und Lichtverhältnisse noch 6,5 mg/l Sauerstoff am Boden vorherrschen, verringern sich die Gehalte in den tieferen Seen unterhalb 3 bis 5 m Tiefe drastisch. In dem sehr tiefen Sacrower See sinkt der Sauerstoff bei 7 m Tiefe durch Zehrungsprozesse des herabsinkenden organischen Materials zunächst auf 0,4 mg/l, steigt bis 20 m Tiefe wieder geringfügig auf 2,2 mg/l an und fällt dann bis 35 m Tiefe auf 0,4 mg/l. Die Temperatur- und Sauerstoffverhältnisse beeinflussen maßgeblich die Nährstoffrücklösung aus den Sedimenten, die Lebensvorgänge der Wasserorganismen sowie die fischereiliche Ertragsfähigkeit der verschiedenen Gewässer.

Auch die anderen Wasserparameter (Sichttiefe, Leitfähigkeit, pH-Wert, Säurebindungsvermögen, Wasserhärte, Kalzium, Magnesium, Phosphor, Stickstoffverbindungen, organische Belastung) unterscheiden sich in den untersuchten Beispielsgewässern erheblich.

Die Hauptnährstoffe Phosphor und Stickstoff bestimmen maßgeblich die Entwicklung der pflanzlichen Primärproduktion, Fischnährtiere, Fischbestände sowie der fischereilichen Ertragsfähigkeit der Gewässer. Während der Herbst- und Frühjahrsvollzirkulation, wenn die Nährstoffe gleichmäßig im Wasser verteilt sind, können sie in den Gewässern repräsentativ beprobt werden. Wie an den ausgewählten Beispielsgewässern deutlich wird, betragen die mittleren Phosphor-Konzentrationen während der Frühjahrsvollzirkulation 40 µg/l (Essenberger See) bis 130 µg/l (Sacrower See). Die mittleren Stickstoff-Konzentrationen erreichen 910 µg/l (Essenberger See) bis 1.980 µg/l (Köhlerteich) (Tab. 1).

Die für eine Einstufung des trophischen Zustandes relevanten mittleren Konzentrationen des Hauptpflanzennährstoffes Phosphor sowie von Chlorophyll-a und Sichttiefe während der Vegetationsperiode weisen die untersuchten Angelgewässer unter Berücksichtigung ihrer Karbonathärten als mesotrophe bis polytrophe Gewässer aus. Mit Ausnahme des Sacrower Sees herrschte zu den Zeitpunkten der Probenahmen in allen Gewässern eine Phosphorlimitierung vor.

Tab. 1: Mittlere Konzentrationen an Gesamtphosphat-Phosphor (TP), Gesamtstickstoff (TN), Stickstoff / Phosphor - Verhältnis (TN/TP), Karbonathärte (KH) und Trophie (nach KLAPPER et al. 1989) der Beispielsgewässer

Stickstoff liegt in allen Gewässern mit Ausnahme einzelner Beprobungen im Essenberger See überwiegend als Nitrat vor. Nitrit und Ammonium sind i. d. R. nur in Konzentrationen < 100µg/l nachweisbar, was auf die gute Verfügbarkeit von Sauerstoff im Wasserkörper und die Dominanz aerober Abbauprozesse hinweist. Neben den im Gewässer direkt bestimmbaren Stickstoffkonzentrationen erhält der Essenberger See nach Aussagen des zuständigen Anglerclubs hohe Nitratfrachten aus dem durchströmenden Grundwasser, in dem die Nitrat-konzentrationen bei 50-70 mg/l liegen, während im Seewasser im Mittel lediglich Nitratgehalte von weniger als 1 mg/l gemessen werden.

Zusammenfassend ist festzustellen, dass die in den Beispielsgewässern erhobenen Wasserparameter die große Spannweite natürlicher Verhältnisse aufzeigen, wie sie in den meisten Angelgewässern während der Vegetationsperiode vorherrschen können. Die im Epilimnion der Gewässer ermittelten Wasserparameter entsprechen trotz erheblicher Schwankungen den physiologischen Ansprüchen der verschiedenen einheimischen Süßwasserfischarten (SCHRECKENBACH 2002). In tieferen Gewässern herrschen während der Vegetationsperiode im Hypolimnion unterhalb der Sprungschicht lebensfeindliche Bedingungen für sämtliche Fischarten vor, obwohl sich auch hier spezialisierte Fischnährtiere entwickeln und Nährstoffe remobilisiert werden, die nach der Herbst- und Frühjahrsvollzirkulation wieder in den Stoffkreislauf der Gewässer eingehen und die Bioproduktion bestimmen. Flache, ungeschichtete Gewässer, wie z. B. der Köhlerteich bieten i. d. R. während der gesamten Vegetationsperio-de die besten Voraussetzungen für hohe Stoffumsätze auf allen trophischen Ebenen im gesamten Wasserkörper und damit eine hohe fischereiliche Ertragsfähigkeit.

Zooplankton und Benthos bilden die entscheidende Nahrungsgrundlage für Friedfische und junge Raubfische in den Gewässern. Diese kleinen Organismen entwickeln sich in Abhängigkeit vom Nährstoffangebot und Aufkommen an Algen und höheren Pflanzen. Das im Freiwasser lebende Zooplankton setzt sich insbesondere aus verschiedenen Arten von Rädertieren (Rotatorien) und kleinen Krebsen (Copepoden, Cladoceren) zusammen, die Bakterien und Algen aus dem Wasser filtrieren. Die für Fische greifbaren größeren Bodenorganis-men (Makrozoobenthos) bestehen insbesondere aus Würmern (z. B. Tubifex), Insektenlar-ven (z. B. Chironomiden) sowie kleinen Schnecken und Muscheln (z. B. Schlei- und Plöt-zenschnecke, Dreikantmuschel), die abgestorbenes organisches Materiel am Gewässerbo-den verwerten. Das gewässereigene Angebot an Zooplankton und Benthos wird von den verschiedenen Fischarten und Altersgruppen in ihren ökologischen Nischen weitestgehend ausgenutzt und bestimmt so maßgeblich die Entwicklung der Fischbiomasse und des fische-reilichen Ertrages der Gewässer. Die Erfassung der für Fische verwertbaren Zooplankton- und Makrozoobenthos-Biomassen bildet somit eine wesentliche Grundlage, um die Produktivität der Gewässer einzuschätzen und gezielte Hegemaßnahmen im Rahmen der Angelfischerei daraus abzuleiten - wie das nachfolgend an den vier Beispielsgewässern erfolgt.

Die Zooplankton-Biomassen der Gewässer sind im April bis Juni höher als im August bis September, wobei der Anteil der großen Wasserflöhe (Cladoceren) zum August/September zunimmt. Die Anzahl der verschiedenen Zooplankton-Organismen beträgt im Mittel 326.3000 Stck./m3 (Essenberger See) bis 3.447.500 Stck./m3 (Gihmsee). Die zahlenmäßig am stärksten vertretenen kleinen Rotatorien, die vor allem von der Fischbrut und den jungen Fischen genutzt werden, bilden aufgrund ihrer geringen Körpergröße nur geringe Massean-teile, während die größeren Copepoden und Cladoceren die Hauptmasse des Zooplanktons ausmachen (Tab. 2, Abb. 1).

Tab. 2: Mittlere Zooplankton-Biomassen in den Beispielsgewässern

Abb. 1: Mittlere Zooplankton-Biomassen in den Beispielsgewässern

In allen untersuchten Gewässern dominieren unter den Cladoceren Daphnia longispina und Bosmina sp., unter den Copepoden Nauplien und adulte Cyclops sp. und unter den Rotato-rien Polyarthra, Brachionus, Keratella u. a. Im Essenberger See kommen auch zahlreiche kleine schwebende Muschelstadien von Pisidium und Dreissena im Zooplankton vor.

Auch das Makrozoobenthos (Würmer, Insektenlarven, Mollusken) bildet aufgrund seiner Größe und überwiegend hohen Nährstoffgehalte eine maßgebliche Nahrungsgrundlage in den Gewässern. In Bezug auf die mittlere Biomasse des Makrozoobenthos und damit der Siedlungsdichte bestehen zwischen den Beispielsgewässern enorme Differenzen. Bei erheblichen Abweichungen zwischen den Bodenproben aus dem Litoral und Profundal sowie zu verschiedenen Jahreszeiten reichte die mittlere Biomasse von 0,9 g/m2 im Gihmsee bis 37,8 g/m2 im Essenberger See (Tab. 3, Abb. 2).

Muscheln und Schnecken bilden grundsätzlich im Litoral die höchsten Biomassen, während sie das Profundal nur in Ausnahmefällen besiedeln. Reiche Mollusken-Bestände treten im Litoral des Essenberger (80,6 g/m2) und Sacrower Sees (19,2 g/m2) auf, während sie im Gihmsee und Köhlerteich weniger als 1 g/m2 erreichen. Dagegen weist der Köhlerteich die höchste Biomasse an sonstigen Benthosorganismen auf, da er bei seiner geringen Tiefe (max 2 m) ausschließlich über fruchtbare und sauerstoffreiche Litoralfläche verfügt und ganz-jährig Nährstoffe aus dem Sediment mobilisiert werden.

Das nachgewiesene Makrozoobenthos der Gewässer besteht vor allem aus Insektenlarven der Zweiflügler (Diptera: Chironomus plumosus, Corethra sp. u. a.) und Eintagsfliegen (Ephemeroptera: Caenidae) sowie Schnecken (Gastropoda: Bithynia sp.) und Muscheln (Bi-valvia: Dreissena polymorpha).

Tab. 3: Mittlere Makrozoobenthos-Biomassen in den Beispielsgewässern

Das Aufkommen an Zooplankton und Makrozoobenthos bestimmt maßgeblich die Entwicklung der Fischbestände und die fischereiliche Ertragsfähigkeit in allen Gewässern. Die verschiedenen Fischnährtiere bestehen aus hochwertigem Eiweiß (3,5...15 %) und Fett (0,2...7,0 %) und verfügen über Energiegehalte von 0,9...6,1 MJ/kg in der Frischmasse (SCHRECKENBACH und ZAHN 1997). Die kleintierfressenden Friedfische, von denen die meisten Arten auch als Beutefische (< 20 cm Länge) von größeren Raubfischen gefressen werden, reichern 16...18 % Eiweiß, 2...5 % Fett und 4...6 MJ/kg Energie im Organismus an. Ihr Ernährungszustand, ihr Populationsaufbau und ihre Masseanteile im Gewässer beeinflussen wiederum den Zustand der Raubfischbestände an der Spitze der Nahrungspyramide (SCHRECKENBACH 1996). Die Erfassung der Fischnährtiere ist eine wichtige Voraussetzung, um die fischereiliche Ertragsfähigkeit der Gewässer einzuschätzen und einen angemesse-nen Fischbesatz und -fang im Rahmen der Hegemaßnahmen bei der Angelfischerei durchzuführen.

Die fischereiliche Ertragsfähigkeit der Gewässer kann mit verschiedenen Verfahren auf der Grundlage der Nährstoffe, Gewässermorphologie, Wasserparameter, Fischnährtiere und Fischbestände ermittelt werden. Bei Anwendung der für mitteleuropäische Seen geeigneten fünf Bonitierungsverfahren (WUNDSCH 1936, SCHRECKENBACH & ZAHN 1997, KOZLOVA 1978, KEIM et al. 1997, KNÖSCHE & BARTHELMES 1998) ergeben sich z. B. mittlere fischereiliche Ertragserwartungen von 24 kg/ha (Gihmsee), 49 kg/ha (Sacrower See), 52 kg/ha (Köhler-teich) und 60 kg/ha (Essenberger See). Sie können als Orientierung für den angemessenen jährlichen Fischfang bei gleichmäßiger Verteilung auf die verschiedenen Fischarten gelten. Zwischen den verschiedenen Ertragswertschätzungen auf der Grundlage der Fischnährtiere sowie des Phosphorgehaltes der Gewässer ergeben sich verfahrensspezifische Differenzen (Tab. 4).

Tab. 4: Fischereiliche Ertragserwartungen in den Beispielsgewässern nach verschiedenen Bonitierungsmethoden (FRH = nach WUNDSCH 1936, S & Z = nach SCHRE-CKENBACH & ZAHN 1997, KOZ = nach KOZLOVA 1978; KEIM = nach KEIM et al. 1997; P-PP-F = nach KNÖSCHE & BARTHELMES 1998)

Bei Verwendung des ältesten bewährten Bonitierungsverfahrens anhand des Benthos (FRH) ergeben sich für die Beispielsgewässer mittlere Erträge von 44,5 kg/ha. Dabei wird der Gihmsee (3,3 kg/ha) aufgrund seines geringen Benthos-Aufkommens bei gleichzeitigem Ausblenden des Zooplanktons unterbewertet sowie der Essenberger See (72,2 kg/ha) und Sacrower See (71,7 kg/ha) aufgrund eines starken Dreissena-Vorkommens überbewertet. Unter Berücksichtigung der spezifischen Nährstoffgehalte und Futterquotienten der verschiedenen Bodenorganismen sowie des Zooplanktons verringert sich der mittlere fischereiliche Ertrag beim Verfahren S&Z auf 28,6 kg/ha, wobei sich der Einfluss des Zooplanktons in dem höheren Ertrag des Gihmsees (14,4 kg/ha) und der sehr geringe Nährwert von Dreisse-na in den niedrigeren Erträgen des Essenberger Sees (19 kg/ha) und Sacrower Sees (36,8 kg/ha) widerspiegelt. Die angemessene Berücksichtigung von Benthos und Zooplankton führt bei dem Verfahren KOZ zu einer ausgeglichenen Erragsbewertung der verschiedenen Gewässer von 22,2 kg/ha (Gihmsee) bis 87,6 kg/ha (Essenberger See). Das trifft grundsätzlich auch für das Bonitierungsverfahren KEIM zu, bei dem allerdings die für die klimatischen Bedingungen Baden-Württembergs zugrunde liegende hohe Generationsfolge des Zooplanktons zu den höchsten Erträgen von 52,1 (Gihmsee) bis 108,7 kg/ha (Sacrower See) führen. Bei Anwendung des P-PP-F-Verfahrens auf der Grundlage der verfügbaren Pflanzennähr-stoffe für die Primärproduktion werden in den Beispielsgewässern Ertragserwartungswerte von 15,9 kg/ha (Sacrower See) bis 59,5 kg/ha (Köhlerteich) ermittelt, wobei sich die kontinu-ierliche Phosphor-Remobiliserung aus dem Sediment des flachen Köhlerteiches deutlich ertragserhöhend niederschlägt.

Die mittleren Ergebnisse der Bonitierungsverfahren FRH (44,5 kg/ha), KOZ (40,8 kg/ha) und P-PP-F (40,2 kg/ha) stimmen weitgehend überein und charakterisieren die Ertragserwartun-gen der Beispielsgewässer am treffendsten. Im einzelnen ergeben sich für die Beispielsge-wässer mittlere fischereiliche Ertragserwartungen von 24 kg/ha (Gihmsee), 49 kg/ha (Sacro-wer See), 52 kg/ha (Köhlerteich) und 60 kg/ha (Essenberger See) (Abb. 3).

Abb. 3: Mittlere fischereiliche Erträge der Beispielsgewässer aus den verschiedenen Bonitierungsmethoden gem. Tab. 4

Unabhängig von der unterschiedlichen Basis der einzelnen Schätzverfahren sind bei der Interpretation und Bewertung der Ergebnisse einige Grundsätze zu beachten. Zunächst be-rücksichtigen alle Verfahren ausschließlich die natürliche Nahrungsgrundlage des betreffenden Gewässers. Darüber hinausgehende Einflüsse auf die Ernährung oder das Wachstum der Fische wie beispielsweise Anfütterung oder starker Stress werden dagegen nicht in die Schätzungen einbezogen und können in der Praxis im Einzelfall zu starken Abweichungen vom theoretischen Wert führen. Für die untersuchten Beispielsgewässer bedeutet das, dass zusätzlich zu der ermittelten Ertragserwartung durch Naturzuwachs anhand der eingebrachten Futterstoffe beim Anfüttern ein Futterzuwachs von 3 kg/ha (Köhlerteich) bis 35 kg/ha (Essenberger See) kalkuliert werden kann. Im Gihmsee bzw. dem Sacrower See sind die Futtereinträge beim Angeln zu vernachlässigen.

Weiterhin bezieht sich das Schätzergebnis auf die gesamte Fischartengemeinschaft. Eine gleichgewichtige Befischung aller Arten ist damit Voraussetzung für die Ausschöpfung des rechnerischen Potenzials. Eine weitgehende Konzentration auf wenige Arten oder nur auf Raubfische ist dagegen nicht geeignet, um dauerhaft optimale Erträge zu erzielen.

Daneben ist allen Bonitierungsverfahren gemeinsam, dass bei üblicher fischereilicher Nutzung erzielbare Ertragserwartungen und keine Ertragsgrenzen geschätzt werden. Somit verdeutlichen die Untersuchungen und Ertragswertschätzungen an den Beispielsgewässern,

welche potenziellen Fischmengen der verschiedenen Fried- und Raubfischarten jährlich mindestens gefangen werden können, um den nachwachsenden Anteil der Fischbiomasse gewässerspezifisch abzuschöpfen. Bei höherem Fischereiaufwand (z.B. mehr Angelstunden oder verbessertes Fanggerät) kann der Fang auch steigen, ohne dass es dabei zwangsläufig zum Erreichen oder gar Überschreiten der fischereilichen Ertragsfähigkeit des Gewässers kommen muss. Im Gegenteil: Insbesondere in Fällen unnatürlich hoher Bestandsdichten von zu Massenentwicklungen neigenden Fischarten kann eine verstärkte Entnahme von Fischbiomasse über das bei der Bonitierung geschätzte Niveau hinaus fachlich angezeigt und sinnvoll sein (Hegefischen). Eine Schädigung der Fischpopulationen durch Überfischung ist bei solchen Arten (z.B. Bleie, Güster, Plötze, Barsch) nicht zu befürchten, da sie über einen hohen Vermehrungsüberschuss verfügen und eine verstärkte Fischentnahme durch höhere Überlebensraten bei Jungfischen kompensiert wird. Schließlich entspricht das Schätzergebnis nicht der möglichen jährlichen Fangmenge, sondern dem bei durchschnittlicher Fischereiintensität nachhaltig abschöpfbaren gewässereigenen Zuwachs an Fischbiomasse, der als Differenz zwischen Fangbiomasse und Besatzbiomasse zu verstehen ist. Verstärkter Besatz kann zwar zu höheren Fängen, nicht aber zu höherem Zuwachs führen. Damit ist das Ergebnis der Ertragsschätzung nur von der gewässereigenen Nahrungsbasis bestimmt und kann durch Besatz nicht ohne weiteres ausgedehnt werden. Auf der Grundlage der Bonitierungsverfahren und Fangstatistiken ist auf diesem Wege eine gezielte fischereiliche Bewirt-schaftung aller Gewässer möglich.

Fischartengemeinschaften natürlicher Gewässer spiegeln im Allgemeinen die spezifischen Lebensraum- und Ernährungsbedingungen des jeweiligen Gewässers wider. Einige Arten sind dabei sehr eng an bestimmte morphologische, hydrochemische oder biologische Voraussetzungen gebunden und werden daher als sogenannte Leitarten für die Klassifizierung von Gewässern genutzt. Bei Seen sind das insbesondere Salmoniden, Maränen, der Blei bzw. die Cypriniden, Hecht und Schlei sowie der Zander, nach denen jeweils ein Seentyp mit bestimmten Merkmalskomplexen benannt wird. In der Regel dominiert die Leitart entweder allein oder gemeinsam mit einigen weiteren Charakterfischarten im nach ihr benannten Seentyp die Fischartengemeinschaft, die durch sogenannte Begleitarten vervollständigt wird. Im Resultat weisen natürliche Gewässer entsprechend ihres fischereibiologischen Typs eine bestimmte Assoziation von Fischarten auf.

Diese in Abhängigkeit vom Gewässertyp zu erwartende natürliche Fischartengemeinschaft wird vielfach durch menschliche Einflüsse überprägt. So kann z.B. durch den diffusen Eintrag von Nährstoffen aus der Umgebung und der Luft die Primärproduktion in Maränenseen so ansteigen, dass für diesen Gewässertyp ungewöhnlich hohe organische Biomassen bei ihrem Abbau zu Sauerstoffmangel am Gewässerboden und über diesen Weg zu einem Bestandszusammenbruch der Leitart führen. Ohne Bestandsstützung entstünde ein Maränensee ohne Maränen. Andererseits führen gerade Besatzmaßnahmen in vielen Gewässern zu einer Überprägung der natürlicherweise zu erwartenden Fischartenzusammensetzung. Neben dem Besatz mit gewässeruntypischen Arten kann es im Resultat zu einer Erhöhung der Artenzahl insbesondere in kleineren Gewässern oder im anderen Extrem zu einer Verarmung und Monotonisierung der Artengemeinschaft durch Überbesatz mit wenigen konkurrenzstarken Arten kommen. Die Vielfalt von Arten, die ein Gewässer natürlicherweise besiedeln, hängt in erster Linie von seinem Typ und seiner Ausstattung mit intakten Lebensräumen ab. Da größere Gewässer in der Regel ein höheres Angebot verschiedener Lebensräume aufweisen, steigt die Artenzahl mit der Gewässergröße an (ECKMANN 1995). Demnach sind für Seen des norddeutschen Tieflands mit einer Größe bis zu 10 ha natürlicherweise etwa 6-8 Arten zu erwarten, bei Gewässern von 100 ha Größe steigt die Artenzahl auf etwa 12. Eine deutlich über dieses Niveau hinausgehende Erhöhung der Artenzahl durch Besatz ist daher ebenso wenig ökologisch wertvoll wie der Besatz mit gewässeruntypischen Arten oder eine anthropogen durch intensiven Besatz mit wenigen konkurrenzstarken Arten ausgelöste Verringerung der Artenvielfalt.

In den untersuchten Beispielsgewässern belegten die Probebefischungen mit Stellnetzen und einem Elektroaggregat artenreiche Fischlebensgemeinschaften. Werden die Beprobungsergebnisse um Arten erweitert, die in Besatz- und Fangstatistiken der Angler auftauchen, ergibt sich ein Spektrum von 11 bis 16 Arten. Die Artengemeinschaften der beiden Gewässer mit dem höchsten Natürlichkeitsgrad – dem Sacrower See und dem Gihmsee – sind artenärmer als die Gemeinschaften in den beiden anderen Gewässern. Gemessen an den Untersuchungen von ECKMANN (1995) entspricht die Artenausstattung der beiden erstgenannten Gewässer in etwa dem Erwartungsbereich, wobei die Artenzahl des Gihmsees bereits relativ hoch ist. Sowohl der Köhlerteich als auch der Essenberger See beherbergen mit 16 bzw. 14 Arten eine im Vergleich zu ihrer geringen Wasserfläche überdurchschnittliche Artenfülle, die auf regelmäßige Besatzmaßnahmen zurückzuführen ist. Obwohl die vorgefundenen Arten mit Ausnahme der Forelle und des Silberkarpfens (Relikt aus der ehemaligen Bewirtschaftung des Köhlerteichs als Karpfenteich) sowie teilweise des Karpfens als gewässertypisch einzustufen sind, deutet die hohe Artenzahl auf eine starke Überprägung der gewässereigenen Artengemeinschaften durch intensiven Besatz hin. Daher ist bei zu-künftiger Bewirtschaftung keine weitere Erhöhung der Artenzahl zu empfehlen. Hervorzuheben sind die Bestände von deutschlandweit gefährdeten Arten wie z.B. Bitterling, Karausche oder Steinbeißer. Die Nachweise dieser Arten sind als Beleg dafür zu werten, dass eine fachlich fundierte angelfischereiliche Gewässernutzung den Bemühungen um den Erhalt von sensiblen Arten nicht grundsätzlich entgegensteht.

Die Ergebnisse der Probebefischungen gestatten nur sehr eingeschränkte Aussagen zu den Dominanzverhältnissen in den Fischartengemeinschaften der Beispielsgewässer. Zum einen bleiben bei den nur ein- bzw. zweimaligen Beprobungen saisonale Aspekte in der Fischartenverteilung und damit der Nachweismöglichkeit unberücksichtigt. Zum zweiten kann die Arten- und Größenselektivität der Fanggeräte zur Über- oder Untergewichtung von Arten und Größengruppen führen. Trotz dieser Einschränkungen wurde versucht, die Struktur der Fischartengemeinschaften der Beispielsgewässer anhand der Befischungsergebnisse halb-quantitativ darzustellen (Abb. 4).

Im Hinblick auf den Anteil an der Biomasse des Fanges ergibt sich ein differenzierteres Bild. Neben den genannten Arten erreichten auch Karpfen, Aal, Blei, Hecht und in einem Fall Karausche bedeutende Anteile an der Fangmasse in den Beispielsgewässern. Die der Auswertung zugrunde liegenden Befischungsergebnisse stellen jedoch nur eine Momentaufnahme dar. Die Besatzstatistiken lassen vermuten, dass die Fischartengemeinschaften von zwei Beispielsgewässern durch starken Besatz mit Karpfen bzw. Karpfen und Forellen zumindest zeitweise durch diese Arten klar dominiert werden. Die vorliegenden Erhebungen reichen nicht aus, um eine eventuelle Verdrängung oder Gefährdung anderer Arten durch starken Besatz zu belegen. Dennoch ist eine derartige Überprägung der Dominanzverhältnisse durch starken Besatz mit wenigen Arten grundsätzlich nicht empfehlenswert und macht die angelfischereiliche Bewirtschaftung angreifbar.

Zur Charakteristik von Fischartengemeinschaften können neben anderen Parametern das individuelle Wachstum, also die Alters-Längen-Beziehung, und die Kondition herangezogen werden. Während das Wachstum zur Beschreibung der langfristigen Bedingungen geeignet ist, spiegelt die Kondition die aktuellen Verhältnisse und kurzfristige Schwankungen wider. Generell hängen Wachstum und Kondition der verschiedenen Arten weniger von der genetischen Disposition als von der Qualität und Quantität des Nahrungsangebots und dessen Nutzbarkeit ab. Eine Beeinflussung durch die angelfischereiliche Bewirtschaftung ist dagegen nur in zwei Extremfällen denkbar. Zum einen könnte durch übermäßigen Besatz die Fischbestandsmasse so stark erhöht werden, dass sich für einige oder gar alle um die gleiche Nahrungsbasis konkurrierenden Arten das Nahrungsangebot durch Überweidung rapide verschlechtert. Die Folge wäre zunächst eine Abnahme der Kondition und nachfolgend ein weitgehend stagnierendes Wachstum. Solche Prozesse können aber auch ohne Besatzfehler durch Übervermehrung von zur Massenentwicklung neigenden Arten ausgelöst werden und sind dann unter dem Begriff "Verbuttung" bekannt. Im anderen Extrem kann sehr starke

Abb. 4: Relative Anteile einzelner Arten an der Stückzahl (linke Seite) bzw. der Biomasse (rechte Seite) bei den Probebefischungen im Essenberger See, Gihmsee,
Köhlerteich und Sacrower See (von oben nach unten)

Fischentnahme zu einer Ausdünnung der Bestände und über diesen Weg zu überdurchschnittlicher Kondition und beschleunigtem Wachstum der wenigen verbliebenen Exemplare führen. Aber auch eine derartige Entwicklung kann ohne Zusammenhang zur fischereilichen Bewirtschaftung durch hohe natürliche Sterblichkeiten z.B. bei winterlichen Bestandsausstickungen ausgelöst werden. Unabhängig von der Entstehungsursache sind derartige Situationen im Gegensatz zur Verbuttung in aller Regel nur von kurzfristiger Dauer, da das hohe Vermehrungspotenzial der meisten Fischarten zu einer raschen Auffüllung des Gewässers mit Fischen führt. Zusammenfassend ist daher festzustellen, dass eine Trennung zwischen natürlichen oder wirtschaftsbedingten Ursachen für eventuell festgestellte Konditions- oder Wachstumsveränderungen nur in Ausnahmefällen möglich ist.

Ein Vergleich des Wachstums und der Kondition ausgewählter Fischarten zeigt deutliche Differenzen zwischen den verschiedenen Seen. So wuchsen z.B. Bleie im Essenberger See schneller als in norddeutschen Vergleichsgewässern (BAUCH 1966) sowie in den anderen Beispielsseen. Da auch ihre Kondition deutlich über dem Durchschnitt norddeutscher Seen lag, ist von einer dauerhaft guten Ernährungssituation auszugehen. Ähnliches trifft für die Bleie des Köhlerteichs zu, die ebenfalls gut konditioniert waren und ein durchschnittliches Wachstum zeigten. Im Gihmsee scheinen die Bleie dagegen keine optimale Nahrungsbasis vorzufinden, worauf insbesondere die schlechte Kondition hindeutet. Ursachen dafür dürften der geringe Litoralanteil im Gihmsee sowie die ungenügenden Sauerstoffverhältnisse während der Vegetationsperiode auf weiten Teilen des Gewässerbodens sein, die zu einer nur geringen Besiedlung mit Benthosorganismen, der wichtigsten Nahrungsquelle für Bleie, führen. Das Wachstum und die Kondition der untersuchten Plötzen lag dagegen in den Beispielsgewässern im Durchschnittsbereich norddeutscher Seen.

Insgesamt ergaben sich aus den Wachstums- und Konditionsanalysen keine Anhaltspunkte für eventuelle wirtschaftsbedingte Beeinträchtigungen der Fischbestände. Obwohl die Untersuchungen nur stellvertretend an zwei Arten durchgeführt wurden, deuten die Ergebnisse auf weitgehend stabile und durch die anglerische Bewirtschaftung nicht negativ beeinflusste Verhältnisse hin.

Die Einhaltung der gesetzlichen Regelungen ist eine Voraussetzung der ordnungsgemäßen Angelfischerei. Die Fischerei wird als eigentumsgleiches Recht und nicht wie andere Nutzungen der Gewässer aufgrund des Gemeingebrauchs ausgeübt. Das Fischereirecht unter-liegt dem Schutz und der Garantie des Grundgesetzes. Es kann nur im Rahmen einer Sozialpflichtigkeit beschränkt werden. Bei der Ausübung der Berufs- und Angelfischerei ergeben sich insbesondere Berührungspunkte zum Fischerei-, Naturschutz-, Wasser- und Tierschutz-recht (MEYER-RAVENSTEIN 1994, KNÖSCHE 1995, LORZ & METZGER 1999, BRAUN 2000 u.a.). Wichtige gesetzliche Aspekte der Angelfischerei fassen SCHRECKENBACH & BRÄMICK (2002) zusammen. Die zentralen Komponenten der angelfischereilichen Bewirtschaftung sind der Fischbesatz und der Fischfang.

Sowohl die Gründe als auch die Intensität und letztlich der Erfolg von Besatzmaßnahmen können sehr verschieden sein und hängen sowohl von allgemeinen Rahmenbedingungen als auch von einer Reihe gewässerspezifischer Einflussfaktoren ab. Generell passt sich der Fischfang in freien Gewässern – egal ob mit der Angel oder berufsfischereilichem Gerät - weitestgehend an die natürlichen Verhältnisse an und ist beispielsweise im Vergleich zu anderen Zweigen der Landwirtschaft eine sehr schonende Nutzungsform der Natur. Auf der anderen Seite werden beim Fischbesatz gezielt Fische aus anderen Gewässern bzw. Zuchtanlagen in eine gewässereigene Artengemeinschaft eingebracht – mit allen beabsichtigten und unbeabsichtigten Folgen. Daher bedürfen Besatzgrund und –ziel vor jedem Gedanken an die Details eines Fischbesatzes einer klaren Definition. Handelt es sich um einen Besatz zum gezielten Bestandsaufbau in neu entstandenen Gewässern ohne Zuwandermöglichkeiten für Fische? Soll der Besatz als Ausgleichsmaßnahme für Gewässerbeeinträchtigungen gefährdete Bestände erhalten oder stützen bzw. sollen verschollene Arten wieder eingebürgert werden? Oder liegt das Ziel in der Bestückung von "Angelteichen" bzw. in einer vorbeugenden Maßnahme zur Verhinderung der Übernutzung attraktiver Zielarten in freien Gewässern? Für die konkret zu ergreifenden Maßnahmen beim Besatz wie auch für die Risiko- und Alternativprüfung sowie die Beurteilung der Erfolgsaussichten ist die Ausgangssituation und damit der Besatzgrund von entscheidender Bedeutung. Während beispielsweise ein Stützungsbesatz für isoliert lebende Kleinfischarten eine ganz spezielle Absicherung genetischer Risiken verlangt, stehen beim Besatz von Wirtschaftsfischarten in geschlossenen Gewässern fisch- und gewässerökologische Auswirkungen im Vordergrund. Genetische Risiken sind hier weniger von Bedeutung, da unsere größeren Fließgewässer und die Mehrheit der Seen seit langen Zeiträumen fischereilich genutzt und besetzt werden, so dass sich bei den Wirtschaftsfischarten keine isolierten gewässertypischen Standortformen besonderer genetischer Ausprägung entwickeln konnten.

Die ganze Spannbreite von Gründen für einen Besatz spiegelt sich auch in den betrachteten Beispielsgewässern wider. Der Essenberger See verfügt als künstlich entstandener Baggersee nicht über natürliche Zuwanderungsmöglichkeiten für Fische, weshalb hier ein gezielter Bestandsaufbau durch Besatz erfolgte. Nach dem Erreichen dieser Zielstellung wird das Gewässer seit 1997 nicht mehr besetzt. In dem morphologisch dem Typus eines Maränensees entsprechenden Sacrower See beschränken sich die Besatzaktivitäten auf Maränenbrut, da sich diese Art aufgrund der mit der Nährstoffanreicherung in Zusammenhang stehenden Sauerstoffzehrung in tieferen Wasserschichten nicht mehr ausreichend fortpflan-zen kann. Da alle anderen gewässertypischen Arten über ausreichende Vermehrungsbedingungen verfügen und das Gewässer sowohl von Anglern als auch der Berufsfischerei mit geringer Intensität befischt wird, werden keine weiteren Arten besetzt. Der ehemals als Fischzuchtteich künstlich angelegte Köhlerteich dagegen befindet sich in einer an potenziellen Angelgewässern armen Region und wird dadurch stärker von Anglern frequentiert. Durch intensiven und regelmäßigen Besatz wird hier versucht, einer Übernutzung der Hauptzielar-ten vorzubeugen. Aus dem gleichen Motiv erfolgt im zu- und abflusslosen Gihmsee ein Besatz von drei Arten in geringen Mengen. Hinsichtlich der besetzten Fischarten und der Besatzmengen unterscheiden sich die ausgewählten Beispielsgewässer deutlich (Tab. 5).

Aal, Karpfen und Zander wurden in drei der vier betrachteten Seen in den letzten Jahren besetzt. Neben dem Hecht, der in keinem Gewässer durch Besatz gefördert wurde, gehören diese drei Arten zu den beliebtesten Zielarten der Angelfischerei und werden entsprechend intensiv befischt. Speziell beim Aal erwächst die Notwendigkeit eines Besatzes hauptsächlich aus der drastischen Verringerung des natürlichen Aalaufstiegs durch menschliche Beeinträchtigungen der Fließ- und Verbindungsgewässer. Daher entspricht der Besatz mit Aalen einer Kompensation für anthropogene Gewässerveränderungen. Aale können unter natürlichen Bedingungen jedoch nur solche Gewässer besiedeln, die zumindest über einen zeitweisen Zu- oder Abfluss letztlich mit dem Meer in Verbindung stehen. Unter dem Eindruck des anhaltenden Rückgangs der Aalbestände in unseren Binnengewässern wie auch des Glasaalaufkommens an den europäischen Küsten wird daher der Besatz geschlossener Gewässer mit Aalen zunehmend kritisch diskutiert, da hier geschlechtsreifen Blankaalen eine Abwanderung zu ihrem Laichgebiet im Atlantischen Ozean und damit eine Vermehrung verwehrt bleiben. Als Besatzmenge werden bei Aalen allgemein pro Hektar 100 g Glasaal bzw. 1-1,5 kg Satz- oder Farmaal (10-30 g) empfohlen. Die in den Beispielsgewässern realisierten durchschnittlichen Besatzmengen entsprechen weitestgehend dieser Spanne.

Tab. 5: Durchschnittswerte* der besetzten Arten in Kilogramm je Hektar Gewässerfläche in den Beispielsgewässern

*Mittelwerte aus Besatzstatistiken folgender Zeiträume: Essenberger See 1989-1998; Gihmsee 1998-2001; Köhlerteich 1995-2001; Sacrower See seit 1995, + 500.000 Stück Brut

Karpfen benötigen für eine erfolgreiche Vermehrung konstant hohe Wassertemperaturen im Frühjahr und Frühsommer. Daher ist eine kontinuierliche natürliche Reproduktion nur in wenigen flachen und ausreichend durchwärmten Gewässern Nord- und Mitteldeutschlands möglich. Darüber hinaus werden Karpfenbestände auch in für die Reproduktion ungeeigneten Gewässern durch Besatz eingebracht bzw. aufrechterhalten. Da diese Art nur in nähr-stoffreichen, warmen und weichgründigen Gewässern eine ausreichende Nahrungsgrundlage findet, ist von einem Besatz klarer, tiefer, hartgründiger Seen oder Gewässern mit wertvollen Unterwasserpflanzenbeständen abzuraten. In derartigen Gewässern finden Karpfen keine adäquaten Lebensbedingungen, erhöhen den Konkurrenzdruck auf gewässertypische Arten wie z.B. die Schleie und können durch ihre wühlende Nahrungssuche Wasserpflanzenbestände gefährden. Aus diesen Gründen ist eine klare Differenzierung der Besatzeignung verschiedener Gewässer für Karpfen geboten. Bei der Bestimmung der Besatzmenge sollte ausschließlich die für Karpfen geeignete Gewässerfläche Berücksichtigung finden, wobei pro Hektar 2 kg K1 oder 10-15 kg K2 als angemessen gelten. Die im Essenberger See sowie im Köhlerteich erreichten durchschnittlichen Besatzmengen von 57 kg/ha bzw. 45 kg/ha erscheinen aus diesem Blickwinkel als unverhältnismäßig hoch und korrekturbedürftig.

Besonders im Zusammenhang mit dem Besatz von Karpfen werden vielfach pauschal Befürchtungen hinsichtlich einer "Ichthyoeutrophierung" geäußert. Unter diesem Begriff wird eine verstärkte Rücklösung von Nährstoffen aus dem Gewässersediment durch die Nahrungssuche der Fische bzw. der Ausscheidung von Stoffwechselendprodukten verstanden (LAMARRA 1975; BRABAND 1985; TATRAI 1986). Da der Karpfen mit seinem vorstülpbaren Maul aktiv den Gewässerboden nach Nahrungsorganismen durchsucht und dabei auch sehr tief wühlt, wird eine besonders starke Nährstoffaufwirbelung erwartet. Obwohl dieser Aspekt im Rahmen dieser Studie nicht näher untersucht wurde, deuten Ergebnisse von BREUKELAR et al. (1994) darauf hin, dass Bleie bei Bestandsdichten von 50-500 kg/ha bei der Nahrungssuche fast doppelt soviel Sediment aufwirbeln, wie die gleiche Biomasse an Karpfen. Im Resultat wären starke Bestände an Arten wie beispielsweise Blei und Güster für die Gewässertrophie erheblich negativer als Karpfenbestände in der selben Größenordnung. Dennoch wurde bei den erwähnten Untersuchungen von BREUKELAR et al. (1994) auch für Karpfen

eine erhöhte Sedimentaufwirbelung und damit eine Unterstützung der Nährstoffrücklösung festgestellt. Ebenso belegen Untersuchungen anderer Autoren, dass Karpfen zu einer Erhöhung der Nährstoffverfügbarkeit für das Phytoplankton zumindest beitragen (LAMARRA 1975, LOUGHEED 1998). Zusammenfassend wäre aus diesen Ergebnissen im Hinblick auf die Nährstoffbelastung von Gewässern die generelle Empfehlung für einen zurückhaltenden und im Einzelfall unter Analyse der Risiken abzuwägenden Karpfenbesatz und einen Verzicht auf den Besatz mit Arten wie Blei und Güster abzuleiten.

Zander, Wels und Schleie wurden ebenfalls in einem bzw. mehreren Beispielsgewässern durch regelmäßigen Besatz zum Bestandsaufbau eingebracht. Die Lebensraum- und Ernährungsansprüche dieser heimischen Arten entsprechen den Bedingungen in den jeweiligen Besatzgewässern. Allerdings erscheinen die Erfolgsaussichten für den relativ starken Schleienbesatz im Essenberger See und im Köhlerteich nicht optimal, da diese Gewässer gleichzeitig mit hohen Mengen an Karpfen besetzt wurden. Hier sollte eine Entscheidung für Karpfen oder Schleie getroffen werden, da beide Arten um die gleiche Nahrungsgrundlage konkurrieren. Der Welsbesatz ist in einem nährstoffreichen Flachsee wie dem Köhlerteich eine erfolgversprechende Variante zur Eindämmung einer in solchen Gewässern typischen massenhaften Vermehrung und Verbuttung von Arten wie Plötze, Blei, Güster oder anfänglich auch Karausche. Gleichzeitig ist jedoch zu beachten, dass ein starker Welsbestand auch erhebliche Auswirkungen auf die Bestände an Aal, Karpfen und Schleie hat.

Der Besatz des Köhlerteiches mit Regenbogenforellen ist aus fischökologischer Sicht nicht zu empfehlen. Als typischer Bewohner schnell fließender Bäche benötigt diese Art sauer-stoffreiches und sommerkühles Wasser. Speziell in nährstoffreichen, durchwärmten Flachseen mit starken Sauerstoffschwankungen wie dem Köhlerteich findet sie dagegen keine arttypischen Habitate. Hier reduziert sich die Bewirtschaftung auf Besatz und mehr oder weniger unmittelbaren Wiederfang ähnlich einem "Angelteich". Alle nicht innerhalb einer kurzen Zeitspanne nach dem Besatz geangelten Forellen dürften speziell in den Sommermonaten der hohen Wassertemperatur und den ungenügenden Sauerstoffverhältnissen zum Opfer fallen. Im Hinblick auf eine naturnahe Gewässerbewirtschaftung ist ein solches Konzept nicht akzeptabel. Zusätzlich führen die intensiven Besatzmaßnahmen vorrangig mit Regenbogenforellen und Karpfen im Köhlerteich zu der ökologisch wie auch ökonomisch nicht haltbaren Situation, dass mehr Fischbiomasse in das Gewässer eingesetzt als durch Fang im Jahresverlauf entnommen wird.

Ebenso fragwürdig, wenn auch aus einem anderen Zusammenhang, erscheint der Besatz mit in den meisten Gewässern ohnehin vorhandenen und als "Weißfisch" betitelten Arten wie Plötze, Blei oder Güster. Diese eurytopen Arten stellen keine besonderen Ansprüche an das Laichhabitat und gelangen speziell in monotonen, wenig strukturierten Gewässern oder bei höherer Trophie zu starker Populationsentwicklung. Ein Besatz zur Bestandsstützung ist da-her nicht notwendig. Wird dennoch besetzt, kann die künstliche Schaffung individuenreicher Bestände bei gleichbleibendem Nahrungsangebot zu Unterernährung und schlechtem Stückwachstum führen.

Zusammenfassend ist hinsichtlich der Besatzaktivität in den Beispielsgewässern festzustel-len, dass neben geeigneten Besatzkonzepten für zwei Gewässer (Sacrower See, Gihmsee) auch Fälle von übermäßigem Besatz mit verschiedensten Arten bzw. zu hohen Besatzmengen insbesondere bei Karpfen und Forellen zu verzeichnen sind. Eine Optimierung der zu-künftigen Besatzführung ist vor allem hinsichtlich der Anpassung der zu besetzenden Arten und Mengen an den speziellen Gewässertyp sowie das fischereiliche Potenzial des Gewässers notwendig. Dabei gilt zunächst der Grundsatz, dass nicht jeder Fisch in jeden See gehört. Artenanzahl allein ist kein Ausdruck besonderer ökologischer Wertigkeit des Gewässers. Natürlichkeit bemisst sich viel eher an der Ausprägung einer gewässertypischen, weitgehend selbstreproduzierenden Artengemeinschaft. Ein Besatz mit Arten, die im Gewässer keine adäquaten Lebensbedingungen finden, ist nicht nur fisch- und gewässerökologisch fragwürdig. Er macht auch wirtschaftlich keinen Sinn und trägt nicht zur Bereicherung der anglerischen Attraktivität bei. In diesem Zusammenhang ist auch die Zusammensetzung der gewässereigenen Fischfauna zu berücksichtigen. Arten, die mit den bereits das Gewässer

besiedelnden Spezies in unmittelbare Konkurrenz um die gleiche Nahrung oder den Lebensraum treten, sind für Besatz wenig geeignet. Ein negatives Beispiel dafür ist der gleichzeitige starke Besatz von Karpfen und Schleien.

Bei der Festlegung der Besatzmenge ist zu beachten, dass jedes Gewässer in Abhängigkeit von ganz spezifischen Parametern nur eine bestimmte Menge (Biomasse) von Fischen ernähren kann. Sind für die verfügbare Nahrung zu viele Fische da, reagieren diese mit vermindertem Körperwuchs. Dieses auch als "Verbuttung" bezeichnete Phänomen ist allen Anglern besonders von Bleien und Plötzen bekannt. Bei Raubfischen setzt in solchen Fällen verstärkter Kannibalismus ein. Hechtbesatz bei fehlenden Einstandsflächen (z.B. Wasserpflanzenbestände, Totholz) führt also zu einer Regulation innerhalb der Art, aber nicht zu einem besseren Hechtbestand. Eine Abschätzung des fischereilichen Potenzials des Gewässers ist daher zur Ermittlung der Besatzmenge empfehlenswert. Ebenso können die durchschnittlichen Erträge der einzelnen Arten wichtige Anhaltspunkte für die Besatzmenge liefern. Dauerhaft mehr zu besetzen als das Gewässer tragen kann oder als gefangen wird, ist ökologisch wie auch ökonomisch nicht sinnvoll und sollte durch interne Kontrolle innerhalb der Anglerverbände unterbunden werden.

Ordnungsgemäße Fischerei umfasst neben dem Erhalt und der Förderung des gewässertypischen Fischbestandes sowie seines Lebensraumes (Hege) auch die nachhaltige Abschöpfung der natürlichen Ertragsfähigkeit (z.B. KNÖSCHE 1998). Daher ist der Fang von Fischen, sowohl mit berufsfischereilichem Gerät als auch der Handangel, wichtiger Bestandteil der Gewässerbewirtschaftung. Natürlich bleibt die mit dem Fang verbundene Entnahme von Fischen nicht ohne Auswirkungen auf die Fischartengemeinschaft des Gewässers. Solange die Entnahme durch Fischfang nicht über dem gewässereigenen natürlichen Zuwachs an Fischbiomasse liegt, wird dabei jedoch nur der "Überschuss" abgeschöpft und eine Schädigung des Fischbestandes ist nicht zu erwarten. Da sich die Fischbiomasse von Gewässerökosystemen mit Ausnahme neu entstandener Gewässer oder von Gewässern nach einem Fischsterben in der Regel nahe ihrem gewässerspezifischen Sättigungspunkt bewegt (sogenannte carrying capacity), würde der jährliche Zuwachs an Fischbiomasse durch Wachstum und Vermehrung ohne fischereiliche Nutzung durch eine höhere natürliche Sterblichkeit auf das den Nahrungs- und Lebensraumbedingungen des Gewässers entsprechende Maß reduziert werden. Aus diesem Verständnis stellt sich die Abschöpfung des fischereilichen Zuwachses als ein sehr sinnvolles und ökologisch verträgliches Instrument zur Nutzung des Naturhaushaltes dar, welches in nahezu idealer Weise den sehr aktuellen Forderungen nach regionaler, naturnaher und umweltschonender Erzeugung von Nahrungsmitteln entspricht.

Um eine grundsätzlich nicht auszuschließende "Überfischung" einzelner Fischarten oder ganzer Artengemeinschaften durch zu intensiven Fang zu verhindern, gibt es in den Fischereigesetzen und Verordnungen aller Bundesländer eine Reihe von Schon- und Schutzbestimmungen. Daneben sind auch Fangstatistiken ein wichtiges und aussagekräftiges Instrument zur Bewertung des Fischfangs. Während die Fangintensität und damit der Befischungsdruck der gewerblichen Fischerei massiv durch wirtschaftliche Rahmenbedingungen beeinflusst werden und daher stark schwanken können (z.B. Absetzbarkeit des Fanges, Preise von Konkurrenzprodukten, Personalkosten), bleibt der angelfischereiliche Fang davon weitgehend unberührt. Nur in Fällen einer starken Zu- oder Abnahme der ausgegebenen Angellizenzen kann sich auch hier die Befischungsintensität erheblich verändern. Unter Berücksichtigung dieser Besonderheit ergeben gewissenhaft geführte angelfischereiliche Fangstatistiken ein objektives und durch wirtschaftliche Aspekte unbeeinflusstes Bild über mittel- und langfristig erzielbare fischereiliche Erträge.

Für die Beispielsgewässer lagen umfangreiche Statistiken sowohl zu den erzielten Fängen als auch teilweise zur Befischungsintensität vor (Tab. 6). Die höchsten jährlichen Fänge mit durchschnittlich etwa 150 kg/ha wurden im Essenberger See erzielt. Hauptarten mit hohen Entnahmemengen waren dabei Karpfen, Plötze und Blei. Aber auch der jährliche Aalfang von durchschnittlich mehr als 5 kg/ha ist bemerkenswert und übersteigt die durchschnittlichen Aalfänge der kommerziellen Fischerei vieler Regionen (in Brandenburg z.B. ca. 3 kg/ha). Auch für den Köhlerteich beträgt der durchschnittliche Jahresfang der Angler mehr als 100 kg/ha. Grundlage dafür sind die starken Fänge an Karpfen, Regenbogenforelle und Zander. Im Vergleich dazu liegen die durchschnittlichen Fänge der Angler im Gihmsee und Sacrower See mit etwa 20 bzw. 7 kg/ha auf deutlich niedrigerem Niveau. Da der Sacrower See gleichzeitig auch berufsfischereilich genutzt wird, summiert sich die durchschnittliche jährliche Fischentnahme derzeit auf etwa 23 kg/ha. Gleichzeitig liegen zum Sacrower See auch Statistiken der Angel- und Berufsfischerei aus dem Zeitraum 1923 – 1948 vor. Danach war die Fischentnahme in dieser Periode mit jährlich durchschnittlich 22 kg/ha durch Angler und in der gleichen Menge durch Berufsfischer insgesamt etwa doppelt so hoch wie heute. Bei isolierter Betrachtung der Angelfischerei beträgt der heutige mittlere Fangertrag nur ein Drittel des langjährigen Mittels zwischen 1923 und 1948.

Für eine Wertung der erzielten Fangmengen in Relation zum gewässereigenen Zuwachs sind die um die Besatzmengen korrigierten Fangmengen zu den ermittelten Ertragserwartungen in Beziehung zu setzen (Tab. 6).

Tab. 6: Durchschnittswerte* der Fänge einzelner Arten durch Angler in Kilogramm je Hektar Gewässerfläche

*Mittelwerte aus Fangstatistiken folgender Zeiträume: Essenberger See 1989-1998; Gihmsee 1998-2000; Köhlerteich 1997-2001; Sacrower See 1994-2000

Die Korrektur der Fang- um die Besatzmengen ist notwendig, da nur der im Gewässer selbst gebildete Zuwachs an Fischbiomasse Rückschlüsse über die den Fischen zur Verfügung stehende Nahrungsmenge und -qualität und damit das nachhaltige fischereiliche Potenzial des Gewässers zulässt. Im Resultat der Korrektur reduzieren sich die ausschließlich auf gewässereigenem Zuwachs beruhenden Netto-Fangmengen auf 67,7 kg für den Essenberger See, 5,9 g für den Gihmsee, -17,9 kg für den Köhlerteich und 6,9 kg für den Sacrower See (Tab. 7).

Wird von dem realisierten Fang in den Beispielsgewässern die Fischbesatzmenge abgezogen, ergibt sich für den Köhlerteich eine negative Ertragsbilanz. Das bedeutet, dass in diesem Gewässer mehr Fische besetzt als gefangen werden. Die angelfischereiliche Bewirt-schaftung führt hier nicht zu einer Abschöpfung des gewässereigenen Zuwachses, sondern zu einem Nettoeintrag. In den übrigen Gewässern kommt es dagegen zu einer Nettoabschöpfung von Fischbiomasse, die deutlich unter dem jeweiligen Ertragspotenzial (Summe aus Naturzuwachs und Futterzuwachs) liegt.

Eine Ursache der sehr unterschiedlichen Fangmengen in den einzelnen Gewässern ist ne-ben den weit differierenden Besatzmengen auch in der Beangelungsintensität zu finden. Während am Sacrower See pro Jahr etwa 0,4 Angler pro Hektar Gewässerfläche aktiv an-geln, sind es am Gihmsee 2,4 Angler, am Essenberger See 17 Angler und am Köhlerteich 27 Angler je Hektar. Zu den jeweils durchschnittlich am Gewässer verbrachten Stunden pro Angler liegen keine Angaben vor.

Die aus der Anzahl aktiver Angler sowie dem Gesamtfang kalkulierbaren jährlichen Durch-schnittsfänge pro Angler belaufen sich für den Sacrower See auf 17 kg, für den Essenberger See auf 9 kg, für den Gihmsee auf 8 kg und für den Köhlerteich auf 4 kg.

Die in den vier Beispielsgewässern sehr unterschiedliche Bewirtschaftungsweise resultiert offenbar überwiegend aus der Anglerdichte und ihren Fangerwartungen. Ist die Anglerdichte hoch, so wird zwar insgesamt mehr gefangen als bei geringer Dichte. Der einzelne Angler fängt aber weniger. Daraus resultiert das Bestreben, die Fischdichte durch Besatz zu erhöhen und so die Fangchancen zu verbessern. Fischereibiologisch ist das ein künstlich erzeugtes Massenfischphänomen mit all seinen Konsequenzen (schlechtes Wachstum, Ertragsrückgang). Bei sehr hohem Besatz gibt es einen fließenden Übergang zur der als „Angelteiche" bekannten Gewässernutzung, die vordergründig der Vermarktung von Speisefischen dient und nicht mehr der naturnahen Gewässerbewirtschaftung zuzurechnen ist (SCHRECKENBACH & WEDEKIND 2003 b).

Bei der Fischerei mit der Handangel stellt sich die tierschutzrechtliche Frage nach dem vernünftigen Grund sowie möglichen Schmerzen, Leiden und Schäden der Fische beim unmittelbaren Angelvorgang sowie bei ihrer weiteren Behandlung. Die weidgerechte Angelfischerei ist grundsätzlich durch einen vernünftigen Grund gerechtfertigt, wenn sie zum Zwecke der Ernährung von Mensch und Tier oder zum Zwecke der Hege der Fischbestände durchgeführt wird (Tierschutzbericht 2001).

Bei der tierschutzrechtlichen Beurteilung des Angelvorganges ist zu berücksichtigen, dass Fische grundsätzlich nur bei ausreichenden Umweltbedingungen Nahrung aufnehmen und geangelt werden können. Bei stark eingeschränkten bzw. kritischen Umweltparametern (Temperatur, Sauerstoff, Kohlendioxid, Stickstoffverbindungen, Fremdstoffe u. a.) oder Belastungen (Transport, Umsetzen u. a.) stellen sie die Futteraufnahme ein und entledigen sich zur Entlastung häufig auch des Magen- und Darminhaltes. Die Nahrungsverweigerung ist eine typische tertiäre Stressreaktion von Fischen bei Belastungen oder Erkrankungen, wie das aus der Fischerei, Teichwirtschaft und Aquakultur hinreichend bekannt ist (ROBERTS & SCHLOTFELDT 1985, SCHÄPERCLAUS 1990). Folglich lassen sich Fische bei unzureichender Wasserqualität, bei stärkeren Belastungen oder Erkrankungen nicht Angeln, da sie weder natürliche noch künstliche Köder annehmen. Der unter Belastungen erhöhte Sauerstoffbedarf und Blutzuckerspiegel lässt bei den Fischen keinen Nahrungsbedarf aufkommen. Da sie als wechselwarme Organismen im Gegensatz zu warmblütigen Tieren keine Energie für die Aufrechterhaltung der Körpertemperatur benötigen, entsteht bei Fischen vermutlich auch kein zwanghaftes Hungergefühl. Erst nach dem Abklingen der physiologischen Stressreaktionen beginnen sie wieder Nahrung aufzunehmen. Die erfolgreiche Ausübung der Angelfischerei am Gewässer ist somit ein sicheres Kriterium dafür, dass Normalverhalten, ausreichende Umweltbedingungen sowie keine wesentlichen Stressreaktionen und/oder Erkrankungen bei den Fischen vorherrschen.

Wie zahlreiche Untersuchungen an Regenbogenforellen, Plötzen, Rotfedern, Bleien, Güstern und Karpfen zeigen, ruft der weidgerechte Angelvorgang keine nachweisbaren Stressreaktionen bei den Fischen hervor. Das Eindringen des Hakens und ein kurzer Drill (30 bis 60 s) lösen bei den Fischen noch keine wesentlichen endokrinen und physiologischen Stressreaktionen aus (SCHRECKENBACH & WEDEKIND 1996 b, 2000a,b, 2001b; SCHRECKENBACH & THÜRMER 1999, 2000, CLEMENTS & HICKS 2002). Diese aktuellen Ergebnisse entsprechen älteren Auffassung, wonach der weidgerechte Angelvorgang mit geringen Schmerzen und Leiden für Fische verbunden ist (VERHEIJEN & BUWALDA 1985, 1988; VERHEIJEN 1986; KLAU-SEWITZ 1989, 1995; KRÜGER et al. 1994).

Für die Anlandung der meisten geangelten Fischarten ist eine Drillzeit von ca. 30 bis 90 Sekunden völlig ausreichend. In dieser Zeit treten bei den Fischen noch keine Stressreaktionen auf. Bei längeren Drillzeiten nehmen das Stresshormon Cortisol und die Lactat-Konzentrationen zu. Die für Salmoniden bekannten akuten Stressbereiche von 40 bis 200 ng/ml Cortisol (PICKERING & POTTINGER 1989) werden bei einer Drillzeit von 3 min erreicht. Die Glucose- und Lactat-Konzentrationen steigen selbst nach 5 min Drill noch nicht auf den akuten Stressbereich von 5 bis 6 mmol/l an. Infolge des hohen Energiebedarfs der Fische beim Drill wird Glucose verbraucht, so dass der Blutzuckerspiegel nicht zunimmt. Bei Drillzeiten von 2 min werden die Fische, wahrscheinlich infolge des unzureichenden Glucoseangebotes sowie der beruhigenden Wirkung von Milchsäure, Endorphin o. a. inaktiv und wehren sich kaum noch an der Angel.

Nach den vorliegenden Untersuchungen haben die primären und sekundären Stressreaktionen bei den verschiedenen Süßwasserfischarten keine tertiären Stressfolgen (Adaptations-krankheiten). Werden die Fische unmittelbar nach dem Angeln gem. der Tierschutz-Schlachtverordnung (TierSchlV 1999) betäubt, geschlachtet und getötet sind die Gesamtbelastungen sehr gering bzw. überhaupt nicht nachweisbar. Lösen sich die Fische vor der Anlandung vom Haken oder werden sie nach dem Fang mit der Handangel im Setzkescher oder anderen Hältern lebend weiter gehältert, klingen die Stressreaktionen ohne nachweisbare Folgeschäden unter Erhaltung einer hohen Fleischqualität wieder ab (MEINEL et al. 1996; SCHRECKENBACH & WEDEKIND 1998, 2000a,b; WEDEKIND & SCHRECKENBACH 1996; KOßMANN & PFEIFFER 1997; RAAT et al. 1997; SCHRECKENBACH & THÜRMER 1999, 2000). Die nachweisbaren Reaktionen der Fische beim Angelvorgang und der anschließenden Lebendhälterung sowie ihre tierschutzrechtliche Bewertung erfolgt durch SCHRECKENBACH (2003 a,b).

Unter Berücksichtigung der vorliegenden Erkenntnisse erfüllen die Reaktionen der Fische beim ordnungsgemäßen Angelvorgang und der anschließenden Lebendhälterung nicht die Rechtsbegriffe Leiden, Schmerzen oder Schäden i. S. des Tierschutzgesetzes, da „...nicht jede als belastend empfundene Lage oder Störung des Wohlbefindens als Leiden zu qualifizieren ist. Bloßes Unbehagen ist die Vorstufe von Angst und ähnlichen Empfindungen und stellt somit noch kein Leiden dar. Aufregung, Anstrengung oder ähnliche Belastungen des Wohlbefindens können bei längerer Dauer oder starker Intensität in Leiden münden, sind diesen aber nicht gleichzusetzen" (LORZ & METZGER 1999). „Eine Gleichsetzung von Stress und Leiden ist unzulässig. Ob Stress als Leiden anzusehen ist, muss daran gemessen werden, wie weit er das Normalverhalten des Tieres (Fisches) beeinträchtigt" (eingeschränkte Futteraufnahme, permanente Fluchtbereitschaft u.a.; LORZ & METZGER 1999). Die bekannten Stressreaktionen von Fischen (HAMERS & SCHRECKENBACH 2002 u.a.) ermöglichen eine tierschutzrechtliche Einschätzung ihrer Belastungen. Nach aktuellen Erkenntnissen der Hirnforschung fehlen den Fischen die nervlichen Voraussetzungen für die Wahrnehmung von Schmerzen, Leiden, Angst und emotionalem Disstress (ROSE 2002). Unter Berücksichtigung aktueller Erkenntnisse und Untersuchungen sind die Belastungen der Fische beim ordnungsgemäßen Angeln sowie bei der Lebendhälterung mit geringen, tierschutzrechtlich vertretbaren Belastungen verbunden (SCHRECKENBACH & WEDEKIND 2000b, 2003a,b). Das entbindet natürlich nicht von der Verantwortung der Angler für einen tierschutzgerechten, respektvollen und verantwortlichen Umgang mit Fische.

Gewisse Nährstoffmengen werden beim Angeln durch das Anfüttern (Paniermehl, Haferflocken, Brot u. a.) und durch das Abfallen der verwendeten Köder (z.B. Brotteig, Boilies) in die Gewässer eingebracht. Diese Lock- und Köderstoffe enthalten bezogen auf ihre Frischmasse unterschiedliche Wasser-, Eiweiß-, Fett-, Kohlenhydrat-, Asche-, Phosphor- und Stickstoffgehalte (SCHRECKENBACH 2001, unveröfftl., Abb. 5).

Abb. 5: Phosphor- und Stickstoffgehalte von Paniermehl, Brotteig und verschiedenen Boilies bezogen auf die Frischmasse

Während es sich bei den Getreideprodukten zum Anfüttern (Paniermehl) um Trockenprodukte mit einer Restfeuchte bis 15 % handelt, enthalten Brotteig und Boilies auch größere Mengen Wasser (20 bis 40 %) und folglich weniger Nährstoffe in der Frischmasse. Die reinen Getreideprodukte sowie einige Boilies (Tiger Nut, Bun Spice) enthalten < 10 % Eiweiß, < 1,3 % Fett und hohe Kohlenhydratmengen von 60 bis 75 %. Die meisten Boilies weisen aber höhere Anteile von Eiweiß (10,6 bis 25,9 %) sowie Fett (1 bis 9,8 %) und folglich geringere Anteile Kohlenhydrate (39 bis 60 %) auf.

Der Phosphorgehalt der verschiedenen Lock- und Köderstoffe liegt zwischen 1 und 6 g/kg. Mit zunehmendem Eiweißanteil steigt auch der Stickstoffgehalt der Boilies von 13 bis 41 g/kg. Eine Anfütterung mit 100 kg Brotteig entspricht demnach einem Eintrag von 90 g Phosphor und 1.290 g Stickstoff. Im Hinblick auf die Nährstoffbilanz des Gewässers ist es dabei zunächst unerheblich, ob die Futterstoffe durch die Fische aufgenommen werden oder nicht. Bei Nährstoffzufuhren von > 0,2 bis 0,5 g P/m2•a und > 5-10 g N/m2•a werden oligotrophe Seen zu eutrophen Gewässern (KLAPPER 1976). Nährstoffeinträge durch eine sachgemäße Anfütterung beim Angeln reichen dafür jedoch bei weitem nicht aus. Hauptquelle der Nährstoffzufuhr ist nicht die Anfütterung, sondern der Nährstoffeintrag aus der Atmosphäre und der Umgebung. In Abhängigkeit vom Gebiet betragen die Nährstoffeinträge durch Niederschläge (fall out) 0,5 bis 1 kg Phosphor/ha•a bzw. 16 kg Stickstoff/ha•a, durch Badebetrieb 95 mg Phosphor/Badegast•d und durch Wasservögel 0,44 mg Phosphor/kg

Gans•a (KIRCHHOFF 1994, HERMS et al. 2000). Im Vergleich dazu sind die Nährstoffbelastungen der Gewässer durch Futtereinträge beim Anfüttern und Angeln vergleichsweise gering. Um beispielsweise dem jährlichen Phosphoreintrag durch Niederschläge zu entsprechen, müssten etwa 500 bis 1000 kg Brotteig pro Hektar in ein Gewässer eingebracht werden.

Die Zufuhr von Nährstoffen ist jedoch nicht die einzige Auswirkung des Anfütterns auf das Gewässer. Futterstoffe werden vor allem dann für das Gewässer und seine Biozönose zur Belastung, wenn sie nicht innerhalb einer kürzeren Zeitspanne von den Fischen aufgenommen werden können. Bei unangemessener, übermäßiger Anfütterung kann es durch die organischen Bestandteile zu stärkerem Sauerstoffverbrauch kommen, wobei z. B. der chemische Sauerstoffbedarf (CSB) von Brotteig 740 g/kg Frischmasse beträgt (KIRCHHOFF 1994). 100 kg Brotteig würden ohne Verwertung durch die Fische einen CSB von 74 kg Sauerstoff verursachen. Durch die starke Sauerstoffzehrung entstehen an der Futterstelle lebensfeindliche Bedingungen sowohl für Fische als auch Fischnährtiere und verschiedene Ökosystem-komponenten werden negativ beeinflusst. Aber auch aus der spezifischen Blickwinkel der fischereilichen Produktionsbiologie ist eine solche Situation negativ zu bewerten, da die Nahrungsgrundlage der Fische und der ihnen zur Verfügung stehende Lebensraum eingeengt werden.

Für eine umfassende Bilanzierung des Anfütterns ist es notwendig, neben dem Nährstoffein-trag durch Futterstoffe auch den Nährstoffaustrag durch Fischentnahme zu berücksichtigen. Die bei der Anfütterung und beim Angeln in die Gewässer eingebrachten Futterstoffe werden in der Regel rasch von den Fischen gefressen und die darin enthaltenen Nährstoffe werden im Fischorganismus gebunden. Aber auch das zunächst nicht durch Fische aufgenommene Futter bzw. die Ausscheidungen der Fische nach der Futteraufnahme (8-15 g Phosphor bzw. 30-50 g Stickstoff je Kilogramm Fischmassezuwachs, SCHRECKENBACH & WEDEKIND 2001) stehen nach einer Passage der Nahrungskette den Fischen wiederum als Nahrung zur Verfügung und können durch Zuwachs in Fischbiomasse festgelegt werden. Durch den Fang und die Entnahme von Fischen aus den Gewässern werden diese gebundenen Nährstoffe den Gewässern wieder entnommen. In Abhängigkeit von der Fischart beträgt der Nährstoff-austrag 4 bis 10 g Phosphor und 22 bis 29 g Stickstoff je kg Fischmasse (SCHRECKENBACH et al. 2001a). So wird z. B. der Nährstoffeintrag von 100 kg Brotteig durch den Fang von 10 kg Plötzen (Phosphor) bzw. 45 kg Plötzen (Stickstoff) kompensiert und die Nährstoffbilanz wäre ausgeglichen. Darüber hinausgehender Fang führt sogar zu einer Nettoentnahme von Nährstoffen aus dem Gewässer durch die angelfischereiliche Bewirtschaftung.

Neben den Auswirkungen auf die Nährstoffbilanz und den Sauerstoffhaushalt des Gewässers tragen eingebrachte Futterstoffe andererseits auch zu einem erhöhten Fischzuwachs bei. Unter Berücksichtigung der aus der Teichwirtschaft und aus Fütterungsversuchen bekannten Nährstoffnutzung in Verbindung mit der Aufnahme von Naturnahrung durch Karpfen (SCHÄPERCLAUS 1967, SPANGENBERG & SCHRECKENBACH 1984) sind für Paniermehl, Brotteig und eiweißarme Boilies Futterquotienten von 4 und für eiweißreichere Boilies Futterquotienten von 3 zu veranschlagen. Werden die beim Anfüttern pro Angelsaison in den untersuchten Beispielsgewässern durch die zuständigen Angelvereine erfassten Futterstoffe und –mengen berücksichtigt, kann z. B. für den Essenberger See und den Köhlerteich ein Futterzuwachs des gewässerspezifischen Fischbestandes von 2,6 bis 34,7 kg/ha zusätzlich zum Naturzuwachs kalkuliert werden (Tab. 7).

Zusammenfassend sind aus der betrachteten, vielschichtigen Problematik des Anfütterns einige Grundsätze abzuleiten. Obwohl der Nährstoffeintrag durch eine angemessene Anfütterung beim Angeln im Vergleich zu Einträgen aus anderen Quellen gering ist, in der Nahrungskette der Gewässer reteniert wird und letztlich die fischereiliche Ertragsbildung fördert, sollte das Anfüttern insbesondere in sensiblen nährstoffarmen Seen unterbleiben. Dagegen hat eine kontrollierte, ordnungsgemäße Anfütterung in nährstoffreichen Gewässern kaum Bedeutung für die bestehende Trophie. Angesichts der vielfältigen unvermeidbaren Nährstoffeinträge durch Niederschläge, Grundwasser u. a. sollten jedoch generell zusätzliche Belastungen der Gewässer wie z. B. durch das Anfüttern von Fischen möglichst zurückhaltend erfolgen und nicht den Nährstoffaustrag durch Fischentnahme übersteigen.

Tab. 7: Jährlicher Fischzuwachs durch eingebrachte Futterstoffe in Beispielsgewässern mit hoher und geringer Anfütterung beim Angeln

Die Ausübung der Fischerei mit der Handangel hat auch auf den allgemeinen Gewässerzu-stand Einfluss. Sowohl das Angeln vom Ufer als auch vom Boot aus können bei starker Angelextensität und –intensität die gewässergebundenen Tiere beunruhigen, die Ufer- und Wasserpflanzen beeinträchtigen und die Gewässer mit Abfällen belasten. Beim Vergleich mit anderen Nutzungsformen der Gewässer, wie dem Tourismus, Badebetrieb und Wassersport wird deutlich, dass Angler aufgrund ihrer Interessen und gesetzlich verankerten Hegeverpflichtung ganz besonders an der Erhaltung der natürlichen Lebensgrundlagen der Fische interessiert sind. Die dazu notwendigen Voraussetzungen sind Bestandteil der Fischereigesetze und ihrer Ausführungsbestimmungen sowie der Richtlinien und Ausbildungsprogram-me der Angelverbände. Die ordnungsgemäße Angelfischerei schließt das angemessene Verhalten der Angler am Gewässer ein und gilt als oberstes Gebot bei der weidgerechten Ausübung der Fischerei mit berufsfischereilichem Gerät oder mit der Handangel.

Im Rahmen der Untersuchungen an den seit Jahren beangelten Beispielsgewässern des VDSF und DAV sind keine gravierenden Beeinträchtigungen durch die Angelfischerei nachweisbar. Trotz eines unterschiedlichen Angeldruckes durch 0,4 Angler/ha (Sacrower See) bis 27 Angler/ha (Köhlerteich) lassen sich zwischen den Gewässern keine differenzierten Auswirkungen der Angelfischerei beobachten. Das ist grundsätzlich auf das ordnungsgemäße Verhalten der Angler an oder auf den Gewässern zurückzuführen. Die Beunruhigungen der Tierwelt durch die Angler sind offensichtlich gering bzw. werden von den vorkommenden Wasservögeln ohne erkennbare Auswirkungen auf das Brutverhalten toleriert. Auf dem Sacrower See sind angesichts der geringsten Anglerzahl, des überwiegenden Angelns vom Boot aus (Motorbootverbot!) sowie der Einhaltung von Sicherheitsabständen zur Röhrichtzone keine Beeinträchtigungen der Tierwelt erkennbar. Das wird auch an dem erfolgreichen Brutverhalten von Schwänen, Stockenten, Blesshühnern, Haubentauchern (48 adulte und 25 juvenile in 2001 gezählt) und Eisvögeln deutlich. In den anderen kleineren Angelgewässern sind neben den häufig frequentierten Angelstellen angemessene geschützte Bereiche und Habitate für die Tierwelt vorhanden. Selbst der stark beangelte, künstlich angelegte Köhlerteich bietet ungestörte Rückzugsgebiete und Brutgelegenheiten für Wasservögel wie Schwäne, Stockenten und Blesshühner.

Es ist eine anerkannte Tatsache, dass die Wasservogelfauna auch wesentlich durch ihre Nahrungsgrundlage beeinflusst wird. Fischereiliche Bewirtschaftungsmaßnahmen können dabei sowohl positive als auch negative Bestandsveränderungen bei Wasservögeln hervorrufen. So konnten LÖFFLER et al. (2001) auf dem Bodensee einen signifikanten positiven Zusammenhang zwischen der Haubentaucherpopulationen und dem Massenfischbestand nachweisen. Andererseits können starke Massenfischbestände nach Angaben von PASZ-KOWSKI & TONN (2000) als Nahrungskonkurrenten der Enten u.a. das Aufkommen der Gössel beeinflussen.

Auch die stark beangelten, teilweise gezielt angelegten Angelstellen am Ufer der Beispiels-gewässer werden durch die Ausübung der Fischerei mit der Handangel nicht nachweisbar beeinträchtigt und auch von den gewässergebundenen Tieren angenommen. Beim Vergleich der Uferstruktur und -vegetation der Angelstellen vor und nach der Angelsaison lassen sich selbst bei hohem Angeldruck keine Veränderungen durch das Angeln nachweisen.

Da die meisten Fischarten zur Fortpflanzung und meist auch zur Ernährung zumindest zeitweise auf gut strukturierte Flachwasser- und Uferbereiche angewiesen sind, engagieren sich viele Angelvereine speziell bei der Pflege und Verbesserung der Uferstruktur. Als Beispiel kann hier der Essenberger See angeführt werden, an dem sich die Angler um die Anlage von Flachwasserbereichen sowie den Vegetationsaufbau entlang der Uferlinie z.B. durch Pflanzungen von Gehölzen sowie Gelege- und Schwimmblattpflanzen bemühen. Durch diese Maßnahmen werden nicht nur die Lebens- und Vermehrungsbedingungen für die Fische, sondern für eine Vielzahl verschiedenster Tiergruppen verbessert. Die dabei anfallenden Kosten werden von den Anglern selbst getragen und belasten nicht den öffentlichen Haushalt.

Hervorzuheben ist das besondere Engagement der organisierten Angler, ihre Angelgewäs-ser sauber zu hinterlassen und sogar Abfälle anderer Verunreiniger zu beseitigen. An den Beispielsgewässern konnten während der Untersuchungsperiode keine Beeinträchtigungen durch die Ausübung der Angelfischerei festgestellt werden. Dieses Ergebnis entspricht den zahlreichen Dokumentationen der Angelverbände, die über die Aktivitäten ihrer Mitglieder beim Schutz und bei der Erhaltung gesunder Gewässer informieren. Obwohl die Angelfischerei, wie alle Formen der Naturnutzung, auch mit Störungen der Natur verbunden ist, trägt das besondere Verhältnis der Angler zu dem von ihnen genutzten Lebensraum zum bewussten und rücksichtsvollen Umgang mit den Gewässern bei. Hierauf wird bei der Ausbildung der Angler besonderer Wert gelegt. Darüberhinaus tragen tausende Angler als Gewässerwarte und Fischereiaufseher zur Untersuchung und Überwachung der Gewässer sowie zur ordnungsgemäßen Ausübung der Angelfischerei bei (VDSF 1999 u. a.).

Die ordnungsgemäße Angelfischerei stellt eine sinnvolle, soziale und in die Natur eingebundene Betätigung von erheblicher volkswirtschaftlicher Bedeutung dar. Sie weckt und fördert das Verständnis für die Zusammenhänge in der Natur und trägt dazu bei, einen gesunden Lebensraum zu erhalten.

Aus dem Recht auf Fang und Aneignung der Fische ergibt sich zugleich die Verpflichtung zu weidgerechtem Verhalten gegenüber den Fischen und sachgerechtem Umgang mit dem Gewässer. Dauerhaft umweltgerechtes (nachhaltiges) Binnenfischereimanagement geht über das traditionelle Fischereimanagement hinaus, welches auf die Ermittlung und Modellierung populationsdynamischer Prozesse oder die Abschätzung des Fischbestandes und der Ertragsfähigkeit in Abhängigkeit von produktionsgebundenen und gewässermorpholgischen Variablen beschränkt ist. Daher sollte ein nachhaltiges Management der Binnengewässer auf die drei Komponenten Ökosystem, Fischbestände und Fischerei abzielen (WELCOMME 2000) und zugleich eine nachhaltige Nutzung, eine ökonomische Effizienz sowie einen gesellschaftlich gerechten Zugang garantieren (COCHRANE 2000, ARLINGHAUS et al. 2001).

Durch Angler werden Gewässer unterschiedlichsten Charakters bewirtschaftet. Die Spanne reicht von Fließgewässern jeglicher Art über ehemalige Teiche und Abgrabungsseen bis hin zu sehr naturnahen Waldseen. Diese Vielfalt der Gewässertypen verlangt individuell angepasste Konzepte. Nicht jede Art gehört in jedes Gewässer, nicht überall ist Fischbesatz notwendig. Stattdessen ist eine starke Differenzierung und möglichst weite Einpassung in den durch die natürlichen Verhältnisse vorgegebenen Rahmen angezeigt.

Bei der angelfischereilichen Bewirtschaftung freier Gewässer ist dem Erhalt und der Verbesserung des Ökosystems hohe Priorität beizumessen. Speziell im Hinblick auf die Nährstoffbilanz der Gewässer kann die Angelfischerei einen entscheidenden Vorzug gegenüber anderen Nutzergruppen vorweisen: Bei fachlich fundierter Wirtschaftsführung mündet sie in einer Nährstoffentlastung der Gewässer. Dieser Vorzug darf aber nicht durch übermäßige Anfütterung oder Überbesatz ins Gegenteil verkehrt werden. Stattdessen sind die Relationen so zu wählen, dass die Gesamtbilanz der angelfischereilichen Gewässernutzung in einem Nettoaustrag an Nährstoffen resultiert.

Umweltverträgliche Angelfischerei und fachlich fundierter Besatz schließen sich nicht grundsätzlich aus. Es gibt eine Reihe von Gründen, die einen Besatz rechtfertigen. Vor jedem Besatz sollten jedoch die Beweggründe, Erfolgsaussichten und die Besatzdauer klar definiert werden. Bei der Auswahl der zu besetzenden Arten sowie der Besatzmengen sind der Gewässertyp, die vorhandenen Fischartengemeinschaften sowie die fischereiliche Fruchtbarkeit des Gewässers zu berücksichtigen. Überbesatz oder der Besatz mit gewässeruntypischen Arten sind nicht nur ökologisch und tierschutzrechtlich, sondern auch ökonomisch und produktionsbiologisch kontraproduktiv.

In Bezug auf den Fischfang ist festzustellen, dass das natürliche Ertragspotenzial der Gewässer am umfassendsten durch eine gleichgewichtige Befischung aller Arten abgeschöpft werden kann. Die Fokussierung auf nur wenige Zielarten lässt einen Teil der Gewässerpro-duktivität ungenutzt und kann darüber hinaus zu Verschiebungen in der Zusammensetzung von Fischartengemeinschaften führen.

Für die Umsetzung aller aufgeführten Empfehlungen ist die Führung langfristiger, detaillierter Besatz- und Fangstatistiken eine essenzielle Grundlage. Sorgfältig geführte Besatz- und Fangnachweise sind im ureigensten Interesse der Angler, da nur durch konkrete Zahlen die Auswirkungen der Angelfischerei auf die Fischbestände und Gewässer belegt und gegen pauschale Verurteilungen verteidigt werden können. Darüber hinaus ist auch die langfristige Dokumentation der Angelintensität (Angelstunden) sowie der Anfütterungsmengen empfehlenswert.

Die vorliegenden Betrachtungen basieren auf der Auswertung aktueller Erkenntnisse aus der Literatur und allgemeiner Untersuchungen an ausgewählten Beispielsgewässern. Im Ergebnis lassen sich bei ordnungsgemäßer Ausübung der Angelfischerei keine gravierenden Beeinträchtigungen der einheimischen Süßwasserfische und der Gewässer nachweisen. Dennoch führte insbesondere zu starker Besatz in einem Beispielsgewässer zu einer naturfernen Überprägung der Fischartengemeinschaft. In weiterführenden Untersuchungen ist es notwendig, die konkreten Auswirkungen spezieller angelfischereilicher Bewirtschaftungsmaßnahmen auf Gewässer und Fischbestände (z.B. Folgen des Besatzes für die gewässereigene Fischartengemeinschaft) näher zu analysieren.

Wir danken dem Verband Deutscher Sportfischer e.V. Offenbach für die Finanzierung der Studie. Für die technische Mitarbeit bei den Gewässerbefischungen, Probenahmen, Unter-suchungen und Auswertungen danken wir Frau Ch. Thürmer und Herrn R. Frenzel vom Insti-tut für Binnenfischerei e.V. Potsdam Sacrow. Für die Bereitstellung von Daten zum Besatz, zum Fang und zur Anfütterung in den Angelgewässern gilt unser Dank den Herren H. Kreymann, H. Stahnke, Th. Walter und A. Langner von den zuständigen Anglervereinen des VDSF bzw. DAV.