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Die autochthonen bayerischen Vorkommen bilden zusammen mit denen im österreichischen Inntal ein vom übrigen Artareal hochgradig isoliertes Vorkommen. Dieses isolierte Teilareal ist das Ergebnis einer von den anderen deutschen Podarcis muralis-Vorkommen unabhängigen nacheiszeitlichen Einwanderung (Schulte & Franzen 2019). Sehr wahrscheinlich erfolgte die Besiedlung des Inntals in einer wärmeren nacheiszeitlichen Phase über den Reschen- oder den Brennerpass (Schmidtler et al. 2006), während der Alpenhauptkamm heute eine natürliche Barriere zwischen italienischen und österreichischen Vorkommen bildet (Schweiger et al. 2015). Genetisch gehört die Metapopulation des Inntals zur Südalpen-Linie der Unterart P. m. maculiventris. Deutschland ist für die hochgradig isolierten Vorposten in besonderem Maße verantwortlich. Als submediterrane Art ist die Mauereidechse ausschließlich in Südwestdeutschland (Baden-Württemberg, Rheinland-Pfalz, Saarland, Südhessen und südliches Nordrhein-Westfalen; Unterart: P. m. brongniardii) sowie im äußersten Südosten Bayerns einheimisch (Unterart: P. m. maculiventris-SüdalpenLinie). Darüber hinaus haben sich infolge von Verschleppungen und Aussetzungen über 110 Populationen innerhalb und außerhalb des natürlichen Areals etabliert, die neben den beiden autochthonen drei weiteren genetischen Linien (bzw. Unterarten) angehören, die in Deutschland allochthon sind: (1) P. m. maculiventris, östliche Linie, (2) P. m. muralis und (3) P. m. nigriventris (Schulte & Deichsel 2015). Bei der Gefährdungseinstufung wurden, soweit eine klare Trennung möglich war, ausschließlich die autochthonen Bestände berücksichtigt. Ihr Verbreitungsschwerpunkt liegt entlang der wärmebegünstigen Hanglagen der Weinberge und Niederwaldflächen der Flüsse Saar, Mosel, Nahe, Rhein, Lahn und Neckar. Die TK25-Q-Rasterfrequenz (Zeitraum 2000 – 2018) der autochthonen Vorkommen beträgt 4,78 % und liegt im unteren Bereich der Kriterienklasse „selten“. Unabhängig von ihrer geografischen Beschränkung bzw. Seltenheit kann die Mauereidechse dort, wo sie vorkommt, mitunter individuenreich vertreten sein (Laufer et al. 2007 b, Schulte 2008). Zur Beurteilung des langfristigen Bestandstrends sind vor allem bestandsreduzierende Auswirkungen der intensiven Flurbereinigungen in den Weinbaugebieten und der wasserbaulichen Maßnahmen (Wegfall von Kiesbänken und Abbruchkanten) sowie Bestandsförderungen durch den Ausbau des Eisenbahnnetzes und den Bau von Uferpflasterungen zu betrachten. Die vor allem in den 1970er Jahren intensivierten Rebflurbereinigungen verursachten durch die Beseitigung hunderter Kilometer alter Trockenmauern sicherlich die größten Bestandsrückgänge der Mauereidechse (Fritz 1987, Konold 2007, Laufer et al. 2007 b, Schulte 2008), sodass für den langfristigen Bestandstrend mindestens ein mäßiger Rückgang anzunehmen ist. Wegen einer Abschwächung der langfristig wirksamen Faktoren, insbesondere weil großflächige Flurbereinigungen kaum noch durchgeführt werden, wird im Zeitraum des kurzfristigen Bestandstrends deutschlandweit von stabilen Beständen ausgegangen. Insgesamt ergibt sich die Einstufung in die Rote-Liste-Kategorie „Vorwarnliste“. Es ergeben sich keine Änderungen bei der Einstufung der einzelnen Kriterien und der Rote-Liste-Kategorie. Die Mauereidechse ist vor allem durch folgende Faktoren gefährdet (siehe Laufer & Schulte 2015): Flurbereinigungen und Hangsicherungen in Weinberglagen; Verlust von Trockenmauern, Felsbereichen, Gebüschinseln und Säumen; Beschattung durch Sukzession infolge der Aufgabe des Weinbaus; Baumaßnahmen (z. B. Instandhaltungsmaßnahmen im Gleisbett der Eisenbahn, Einbau von Festbettgleisen, Lärmschutzwände) an Güterbahnhöfen und Bahndämmen; Erschließung von Brachflächen; unsachgemäße Sanierungsmaßnahmen an Ruinen, Burgen und Trockenmauern; genetische Verdrängung durch gebietsfremde genetische Linien im natürlichen Areal. Dieser Prozess ist entlang der Oberrheinebene bereits in vollem Gange (Schulte et al. 2012 c). Von besonderer Relevanz ist diese Gefährdung für die einzigen autochthonen deutschen Vorkommen der Südalpen-Linie von P. m. maculiventris in Südost-Bayern. Für eine anpassungsfähige Art wie die Mauereidechse ist es mit überschaubarem Aufwand möglich, effektive Schutzmaßnahmen durchzuführen (siehe Laufer & Schulte 2015): Erhaltung und langfristige Sicherung trockenwarmer Primärbiotope (lichte felsdurchsetzte Laubwälder, Block- und Geröllhalden sowie Trockenrasen); Wiederzulassen von Fließgewässerdynamik (Sedimentabtrag und -auflandung); Beibehaltung und Wiederaufnahme einer naturverträglichen Weinbergsbewirtschaftung (z. B. tradtionieller kleinparzelliger Terrassenweinbau); Erhaltung und Pflege brachliegender Steinbrüche, Bahndämme, Straßen- und Wegränder; Erhaltung, Freistellung und unter Berücksichtigung von Naturschutzaspekten sachgerechte Sanierung von Mauern, Burgen, Ruinen und Gleisbereichen (Wagner et al. 2015); Erhaltung der genetischen Integrität der heimischen Populationen am Nordrand des Areals: Unterlassen ungeeigneter Schutzmaßnahmen, insbesondere Umsiedlungen eingeschleppter Populationen.
Gelatinöses Zooplankton (GZP), darunter pelagische Ctenophoren, Nesseltiere und Salpen, gelten als Gewinner des Klimawandels. In mehreren marinen Ökosystemen weltweit hat ihre Zahl in den letzten Jahrzehnten erheblich zugenommen. Diese so genannte "Gelierung" gilt auch für die sich erwärmende Region des Südpolarmeers mit ihrer bekannten Verschiebung von einem krillbasierten zu einem salpenbasierten Ökosystem. Abgesehen von den Salpen werden andere gelatinöse Zooplankter der Antarktis kaum untersucht, da diese schwer erfassbaren Vertreter des pelagischen Lebensraums aufgrund methodischer Beschränkungen mit den traditionellen Netzbeprobungen nicht bzw. kaum nachweisbar sind. Entsprechend wird die Vielfalt des GZPs bislang nicht erhoben, ihre Biodiversität und Abundanz unterschätzt. Wenn man bedenkt, dass das GZP einen großen Teil der pelagischen Biomasse ausmacht und noch zentraler im Kontext der Ozeanerwärmung wird, könnte ihre ökosystemare Bedeutung als Nahrungsressource für höhere tropische Ebene zunehmen. Bis vor kurzem galt GZP allerdings als "trophische Sackgasse". Diese klassische Sichtweise ist darin begründet, dass durch die schnelle Verdauung des wässrigen, weichen Gewebes von GZP, diese - ebenso wie in den Netzfängen - nicht mehr in den Verdauungsorganen von Beutetieren nachweisbar sind. Erste neuere Studien haben jedoch gezeigt, dass viele Taxa routinemäßig GZP im gesamten Weltozean konsumieren. Mit diesem DFG-Antrag wollen wir diesen Paradigmenwechsel für pelagische und demersale Ökosysteme des Südpolarmeers validieren. Zu diesem Zweck werden wir die räumlich-zeitliche Variation in der Nahrungszusammensetzung und das Auftreten von GZP-Räubern für Amphipoden- und Fischarten mit Hilfe eines DNA-Metabarcoding-Ansatzes untersuchen.Anschliessend wollen wir auf der Grundlage der Millionen von DNA-Messwerten, die mit dieser Methode und bioinformatischer Entrauschung gewonnen wurden, eine metaphylogeographische Studie durchführen. Damit wollen wir die genetische Struktur und die Populationskonnektivität der sonst schwer zu beprobenden gallertartigen Zooplanktonarten untersuchen.
Recent discussions on the path eco-hydromorphic research has followed in the past decades highlight the need for greater ecological input into this field. Traditional approaches have been criticized for being largely correlation-based (Vaughan et al., 2009) ecological black boxes (Leclerc, 2005) and strongly relying on weak, disproven and/or outdated assumptions about the dynamics of stream biota (Lancaster & Downes, 2010). In recognition of this, process-oriented research aiming at elucidating and quantifying causal mechanisms has been proposed as a promising approach, though challenging, to study the relations between flow, morphodynamics and biological populations in running waters. In terms of levels of biological organization, it has been recognized that processes determining the response of aquatic biota to hydromorphological alteration occur mainly at the population level. In this sense, relating demographic rates to flow and morphology seems to offer great potential for progress (Lancaster & Downes, 2010). Thus, tapping into existing ecological knowledge (e.g., key patch approach for habitat networks, Verboom et al. 2001; metapopulation theory, Levins 1970; Hanski & Gaggiotti 2004, landscape-scale estimations of habitat suitability and carrying capacity, Reijnen et al. 1995; Duel et al. 1995 2003; population-level viability estimations; Akçakaya 2001; resource utilization scales, ONeill et al. 1988; habitat-use patterns, Milne et al. 1989) in order to link ecology to hydromorphology at a more fundamental level constitutes an important path towards better science and management.
Das Auerhuhn ist eine stark gefährdete Brutvogelart der Schweiz. Veränderungen in der Zusammensetzung und Nutzung des Waldes haben dazu geführt, dass sich die Bestände dieses Raufusshuhns in den letzten drei Jahrzehnten halbiert haben. Deshalb sollen die Lebensraumansprüche des attraktiven Waldvogels vermehrt in der Planung und Umsetzung von Waldreservaten und der Bewirtschaftung von Wäldern der höheren Lagen berücksichtigt werden. Auf der kleinen räumlichen Ebene sind die Habitatsansprüche der Art durch Untersuchungen in West- und Mitteleuropa (Storch 1993, 2002, Schroth 1994) und Skandinavien relativ gut bekannt. Dagegen werden die Populationsprozesse auf der Ebene der Landschaft erst in Ansätzen verstanden (Sjöberg 1996, Kurki 2000). Entsprechend konnte man die Bestandsrückgänge in den meisten Gebieten Europas noch nicht stoppen, da einerseits genauere Kenntnisse über das Zusammenspiel und die relative Bedeutung der einzelnen Faktoren fehlen (Habitatqualität, Störungen, Prädatoren, Witterung-Klima, Huftierkonkurrenz), und andererseits noch nicht versucht wurde, die Bestandsentwicklung im grossen landschaftlichen Massstab als Metapopulationsdynamik zu verstehen. Es ist das primäre Ziel dieses Projekts, ein räumlich explizites Metapopulationsmodell des Auerhuhns für einen grossen Landschaftsausschnitt der Schweizer Alpen zu erarbeiten. Dabei sollen die erwähnten Einflussfaktoren möglichst umfassend berücksichtigt werden. Die Arbeit soll modellhaft zeigen, dass für das Verständnis von Populationsvorgängen von raumbeanspruchenden Wildtierarten eine Analyse und Bewertung von lokal bis überregional wirksamen Einflussfaktoren notwendig sind. Die Ergebnisse sollen zudem als konzeptionelle Grundlage für den Nationalen Aktionsplan Auerhuhn und für regionale Artenförderungsprojekte dienen. Folgende Fragen und Themen sind für das Projekt von zentraler Bedeutung: Wie gross ist das landschaftsökologische Lebensraumpotenzial für das Auerhuhn in den Alpen, wie ist es räumlich verteilt? Wie verteilen sich die lokalen Auerhuhnpopulationen in diesen Potenzialgebieten? Wie gross sind die Bestände? Welche Faktoren beeinflussen den Status von Lokal- und Regionalpopulationen? Welche Populationen haben abgenommen oder sind verschwunden, welche sind stabil (Source-Sink-Mechanismen)? Zwischen welchen räumlich getrennten Populationen besteht ein Austausch? Welche Landschaftselemente wirken als Barrieren? Entwickeln einer nicht-invasiven Methode für die genetische Differenzierung von Populationen, sowie für Bestandsschätzungen und Monitoring.
In Phase II werden individuelle und Populationsprozesse in Phasen der Degradation und Erholung simuliert. Zunächst werden die Reaktionen von Individuen und Populationen mit einem Modell zum Populationswachstum von Kieselalgen und einer Meta-Analyse des Erholungspotenzials von Organismen modelliert. Die Bedeutung von Toleranz und biotischen Wechselwirkungen wird anhand experimenteller Ergebnisse analysiert. Die Dynamik und Struktur einer Gammarus pulex-Population wird unter Berücksichtigung von Toleranz und intraspezifischen Wechselwirkungen modelliert. Zudem wird ein Metapopulationsmodell entwickelt, das zusätzlich die Ausbreitungsfähigkeit berücksichtigt.
Das Klima ist eine der Triebkräfte für die Übertragung, aber auch andere Faktoren wie Bekämpfungsmassnahmen und die sozioökonomische Entwicklung können die Krankheitsdynamik beeinflussen. In der ersten Phase des Projekts haben wir statistische und mathematische Modelle entwickelt, um den Beitrag klimatischer und nichtklimatischer Faktoren zur Malaria zu quantifizieren und den Mehrwert mathematischer Übertragungsmodelle für die Vorhersage von Ausbrüchen im Vergleich zu statistischen Modellen zu bewerten. Daten des HDSS in Kisumu zeigten, dass die Temperatur einen ähnlichen Schutzeffekt wie die Wirkung von Moskitonetzen hat, wobei dieser Effekt jedoch durch Regenfälle aufgehoben wird. Diese Zusammenhänge variierten in den verschiedenen Jahreszeiten. Die hohen Korrelationen zwischen den Klimafaktoren und die nichtlinearen Beziehungen zur Malaria machten es schwierig, mit statistischen Modellen konsistente Ergebnisse zu erzielen. Statistische Modelle sind in der Lage, Assoziationen abzuschätzen, können jedoch weder kausale Zusammenhänge aufzeigen noch nichtlineare Wechselwirkungen zwischen den Malariatreibern berücksichtigen. Die Nichtstationarität der Malariadaten und die unterschiedliche Wirkung der Prädiktoren über die Jahreszeiten hinweg legen nahe, dass Vorhersagemodelle besser funktionieren, wenn die Nichtstationarität gelockert wird. Das übergreifende Ziel des Folgeprojekts besteht darin, unser Verständnis der Auswirkungen des Klimawandels auf die Malariabelastung zu vertiefen, indem wir innovative Methoden entwickeln, die die nichtlinearen Wechselwirkungen der Malariatreiber auf die Übertragungsdynamik und die Nichtstationarität der Daten berücksichtigen. Die spezifischen Ziele bestehen darin: (i) Bewertung zeitverzögerter kausaler Auswirkungen von klimatischen und nichtklimatischen Faktoren auf die Veränderungen der Malariainzidenz über verschiedene Zeiträume und Übertragungsebenen; (ii) Entwicklung altersstrukturierter stochastischer Metapopulations-Malaria-Übertragungsmodelle, die Klima- und Kontrollinterventionseffekte berücksichtigen; (iii) Entwicklung nichtstationärer Modelle für kurz- und mittelfristige Malariaprognosen unter Berücksichtigung von Klimavariationen über unterschiedliche Zeiträume; und (iv) Bewertung der Leistungsfähigkeit dieser Werkzeuge anhand gemeinsamer Datensätze und ihrer Realisierbarkeit in einem modellgestützten Frühwarnsystem. Wir wollen diese spezifischen Ziele erreichen, indem wir (a) Methoden zur Bewertung der Kausalität in Zeitreihendaten zur Vorhersage einsetzen und diese weiterentwickeln, indem wir Wavelets mit maschinellem Lernen und dynamischen, zeitverzögerten Einbettungsmodellen verbinden; (b) leistungsstarke Rechenverfahren wie iterierte Filterung, Partikel-Markov-Chain und Hamilton-Monte-Carlo Simulationen verwenden; und (c) vorhandene Daten der DHSI2, HDSS von Nouna und Kisumu analysieren, die Ergebnisse skalierter Klimamodelle einbeziehen, sowie hydrometeorologische und Satellitendaten verwenden.
Der Kleine Wasserfrosch wird im Gegensatz zur letzten Roten Liste von Kühnel et al. (2009) in der vorliegenden Fassung der Gattung Pelophylax zugeordnet. Zuvor wurde der Name Rana lessonae Camerano, 1882 genutzt. Das deutsche Teilareal repräsentiert mehr als 10 % des Gesamtareals und liegt im Arealzentrum (Plötner 2005). Somit ist Deutschland in hohem Maße für die weltweite Erhaltung der Art verantwortlich. Der Kleine Wasserfrosch wurde in allen Bundesländern nachgewiesen. Seine Verbreitungsschwerpunkte liegen in Mittel- und Süddeutschland. In weiten Teilen Nordwestdeutschlands kommt P. lessonae nicht vor (Günther 1996 b). Die aktuelle Bestandssituation (TK25-Q Rasterfrequenz 2000 – 2018: 10,18 %, Kriterienklasse „selten“) ist aufgrund defizitärer und teilweise fehlerbehafteter Daten nur schwer einschätzbar. Bei vielen der gemeldeten P. lessonae-Beobachtungen dürfte es sich nämlich um P. esculentus gehandelt haben, da triploide Teichfrösche (sogenannte LLR-Genotypen) oft lessonae-ähnliche Merkmale (Gelbfärbung der Flanken und Oberschenkel, helle Schallblasen, großer und hoch gewölbter Fersenhöcker) aufweisen (Plötner 2010). Andererseits wird P. lessonae, der in Deutschland immer syntop mit dem Teichfrosch vorkommt, auch häufig übersehen, vor allem in Vorkommen, die nur geringe lessonae-Anteile aufweisen. Aufgrund der Bestimmungsproblematik (z. B. Tecker et al. 2017) wurde bei vielen Amphibien-Erfassungen erst gar nicht zwischen Teich- und Kleinem Wasserfrosch differenziert, so dass sich hinter „Wasserfrosch“-Nachweisen mitunter auch P. lessonae verbergen kann. Trotz dieser Einschränkungen erscheint das Ergebnis der Rasterfrequenzanalyse plausibel. Beim langfristigen Bestandstrend wird von einem Rückgang unbekannten Ausmaßes ausgegangen. Ein Rückgang kann aus dem zum Teil massiven Verlust von lessonae-typischen Laichgewässern (kleinere, pflanzenreiche, schwach saure bis saure, oligotrophe bis mesotrophe Gewässer mit moorigem Einzugsbereich) seit den 1960er Jahren abgeleitet werden. Dies ist beispielsweise für die Toteiskessel des Alpenvorlandes gut dokumentiert (Zahn et al. 2019). Lokale Populationsabnahmen sprechen dafür, dass auch der kurzfristige Bestandstrend bundesweit negativ ist, das genaue Ausmaß der Abnahme ist jedoch nicht bekannt. Insgesamt ergibt sich die Rote-Liste-Kategorie „Gefährdung unbekannten Ausmaßes“. Im Vergleich zur vorherigen Roten Liste wird die aktuelle Bestandssituation mit „selten“ und der kurzfristige Bestandstrend mit „Abnahme unbekannten Ausmaßes“ beurteilt (2009: „mäßig häufig“ und „gleich bleibend“). Die Einstufung in die Rote-Liste-Kategorie ,,Gefährdung unbekannten Ausmaßes“ ändert sich dadurch nicht. Der Kleine Wasserfrosch ist vor allem durch den Verlust und die Verschmutzung seiner Laich- und Wohngewässer sowie durch deren Nutzungsänderung (Fischbesatz, Umwandlung in Fischteiche) gefährdet (Plötner 2010, Zahn 2019). Gewässerverluste sind auf Meliorations- und Baumaßnahmen, sowie beschleunigte Sukzession bis zur Verlandung infolge hoher Nährstoffeinträge und in jüngerer Zeit auch infolge des Klimawandels zurückzuführen. In intensiv landwirtschaftlich genutzten Gebieten dürfte der regelmäßige Einsatz von Pestiziden und synthetischen Düngemitteln nicht unerheblich zum Rückgang der Art beitragen. Negative Effekte hat zudem die Umwandlung von artenreichen Wiesen in strukturarmes Grün- oder Ackerland. Eine Verdrängung durch den Teichfrosch im Zusammenhang mit dessen hybridogenetischen Reproduktionsmodi (Übersicht bei Plötner 2005) und der großen ökologischen Plastizität der Hybridform wird ebenfalls als potenzieller Gefährdungsfaktor diskutiert (Günther 1990, Plötner 2018). Der konsequente Schutz der Laich- und Wohngewässer ist zweifellos die wichtigste Maßnahme zum Schutz der Art. Oft sind wenige Gewässer mit optimalen Bedingungen für die Reproduktion (besonnt, reich an submerser Vegetation, ohne Fischbesatz) für die Existenz einer Metapopulation entscheidend. Bei Amphibien-Erfassungen sollten solche Gewässer identifiziert (Quantifizierung des Reproduktionserfolgs) und in den Fokus von Schutzmaßnahmen gestellt werden. Auf den strengen Schutz individuenreicher Wasserfroschpopulationen mit hohen Anteilen des Kleinen Wasserfroschs sollte deshalb besonders geachtet werden (Günther 1996 b). Entsprechend den örtlichen Gegebenheiten sind alle Möglichkeiten zur Verbesserung der Wasserbilanz zu nutzen. Keinesfalls dürfen die Gewässer über mehrere Jahre vollständig austrocknen. Verlandungstendenzen sind durch gezielte Maßnahmen, wie Anstauen der Gewässer, Entschlammung und Entlandung, entgegenzuwirken. Die Besonnung der Laichplätze sollte insbesondere bei kleineren Gewässern in Wäldern verbessert werden. Bei Anlage neuer Kleingewässer sind die artspezifischen Habitatansprüche zu berücksichtigen (Zahn 1996, Zahn 1997, Zuppke & Seyring 2015 a). Die Einrichtung von Pufferzonen um die Gewässer, in denen keinerlei Einsatz von Pestiziden und Düngemitteln erfolgen darf, und die Umwandlung von Äckern in artenreiches, extensiv bewirtschaftetes Grünland tragen zur Verbesserung der Qualität der terrestrischen Lebensräume bei. Generell sollten Landlebensräume, die unmittelbar an Laichgewässer grenzen, nur extensiv bewirtschaftet werden. In Agrarlandschaften sollten Wanderkorridore (Weg- und Ackerrandstreifen, Gräben, Hecken) zwischen Gewässern und Wäldern (Überwinterungsgebieten) gefördert werden (Zahn 2019).
| Organisation | Count |
|---|---|
| Bund | 39 |
| Europa | 3 |
| Kommune | 1 |
| Land | 13 |
| Weitere | 5 |
| Wissenschaft | 23 |
| Zivilgesellschaft | 1 |
| Type | Count |
|---|---|
| Förderprogramm | 30 |
| Taxon | 8 |
| Text | 13 |
| Umweltprüfung | 1 |
| unbekannt | 2 |
| License | Count |
|---|---|
| Geschlossen | 23 |
| Offen | 31 |
| Language | Count |
|---|---|
| Deutsch | 47 |
| Englisch | 21 |
| Resource type | Count |
|---|---|
| Bild | 5 |
| Dokument | 13 |
| Keine | 32 |
| Unbekannt | 1 |
| Webseite | 15 |
| Topic | Count |
|---|---|
| Boden | 37 |
| Lebewesen und Lebensräume | 54 |
| Luft | 24 |
| Mensch und Umwelt | 52 |
| Wasser | 22 |
| Weitere | 46 |