Die Habitatsdiversität eines Flusses bestimmt neben dem Abflussregime und der Gewässerchemie weitgehend die Zusammensetzung der aquatischen Lebensgemeinschaft. Zusätzlich sind regionale und lokale Muster der Besiedlung zu berücksichtigen. Unter Habitatsdiversität werden im Folgenden hauptsächlich die flussmorphologischen Eigenschaften und flussdynamischen Prozesse verstanden. Wichtige Faktoren sind: Linienführung, Gewässerbreite, Tiefe, Fliessgeschwindigkeit, Geschiebe, Substratzusammensetzung, Strukturen im Gewässer, Uferbereich.

In monotonen Gewässern ist die Habitatsvielfalt gering (monotone Querprofile). Bisher wurde die Habitatsvielfalt meist mit einem Habitatsqualitätsindex (HQI) beschrieben. Dabei können unterschiedliche Faktoren berücksichtigt werden, meist sind es jedoch Faktoren wie Tiefe, Breite, Substrat sowie Strukturen (z.B. Fischunterstände). In Bezug auf die Fische werden oft Fischbiomassen in Funktion der Habitatstrukturen (Unterstände) verwendet. Bisherige Ansätze berücksichtigen jedoch das Problem der Feinsedimente und Flusskolmation sowie die hydraulischen Bedingungen nicht. Meist werden sehr oft einfache Beziehungen zwischen Fischdiversität (oder Diversität der Wirbellosen) und Habitatsdiversität postuliert.

Gefragt sind neue Ansätze zur Charakterisierung der Habitatsdiversität, die für die Beschreibung des Habitatsqualitätsindex eine umfassende Anzahl von Metrics berücksichtigen. Diese Ansätze sollen für einige Schlüsselarten des Makrozoobenthos sowie Lebewesen der Uferlinie, aber auch für Fische entwickelt werden. Anhand von Referenzsituationen sollen diejenigen Metrics bestimmt werden, welche die Lebensgemeinschaft ausreichend beschreiben. In anthropogen veränderten Fliessgewässern sollen die Abweichungen dieser Metrics zusammen mit den veränderten Lebensgemeinschaften identifiziert werden.

Für die Entwicklung eines neuen Habitatsdiversitätsansatzes (z. B. hydraulisch-morphologischer Vielfältigkeitsindex, Schleiss 2005) braucht es eine interdisziplinäreZusammenarbeit zwischen Wasserbauern und Flussökologen.

Hohe Abflüsse und Geschiebetrieb verändern die Parameter eines Flussbettes stetig, die Werte bleiben jedoch innerhalb bestimmter Grenzen ähnlich. Diese Dynamik ist zu berücksichtigen. Aus diesem Ansatz soll ein hydraulisch-morphologischer Index (HMI) entwickelt werden.

Für die durchgeführten Arbeiten werden folgende Resultate erwartet:

Die schweizerischen Fliessgewässer sind weitgehend verbaut und durch künstliche Querbauwerke stark fragmentiert. Ökomorphologische Erhebungen aus verschiedenen Kantonen belegen die deutliche Fragmentierung der Gewässer. Im Kanton Zürich (www.gewaesserschutz.zh.ch) existieren pro Fliesskilometer rund 11 künstliche Querbauwerke, im Kanton Aargau sind es deren fünf und im Kanton Bern zwei (www.gsa.bve.be.ch). Notter et al. (2006) berechneten für das gesamte Gewässersystem Schweiz die Existenz von rund 88 000 künstlichen, über 50 cm hohe Durchgangshindernisse. Diese stellen eine starke Beeinträchtigung für die Ausbreitung und Fischwanderung dar. Am meisten betroffen sind kleinere Fliessgewässer zwischen 600 und 1200 m ü. M. In der 59.7 km langen Töss sind 568 künstliche Querbauwerke vorhanden, wobei nur gerade 35 natürliche Barrieren vorkommen (Peter & Gonser 1998).

Hohe Querbauwerke (> 70 cm) in Salmonidengewässern sowie niedrige Querbauwerke (> 25 cm) in Cyprinidengewässern verunmöglichen die Aufwärtswanderung der Fische und stellen eines der massivsten ökologischen Defizite in den Fliessgewässern dar.

In den letzten Jahren wurden deutliche Anstrengungen unternommen, die Fliessgewässer wieder durchgängig zu gestalten und Querbauwerke wurden weggeräumt. Pionierhafte Projekte fanden beispielsweise am Alpenrhein (Nachrüstung des Kraftwerks Reichenau mit einer Fischtreppe), in der Reppisch, Ron LU, Önz (Kt. BE), im Liechtensteiner Binnenkanal sowie in der Kander statt. In der heutigen Wasserbaupraxis werden grosse Anstrengungen unternommen, Querbauwerke wegzuräumen und falls nötig, diese mit Blockrampen zu ersetzen. Die interkantonale Blockrampengruppe (Kt. AG, Kt. ZH, Kt. SO) ist ein Beispiel dieser Aktivitäten. Die wasserbauliche Forschung an der VAW beschäftigt sich intensiv mit Blockrampen. Sowohl klassische Blockrampen wie aufgelöste Blockrampen stehen dabei im Zentrum der Betrachtungen.

Nach unseren Einschätzungen wurde in den letzten Jahren eine beträchtliche Anzahl von Blockrampen mit starkem Gefälle gebaut. Die ökologische Wirksamkeit ist für diese Konstruktionen in Frage zu stellen. Bei der Passage einer Rampe spielen für den Fisch folgende Parameter eine wichtige Rolle:

In vielen EU-Ländern ist der Bau von Blockrampen stark in den Vordergrund gerückt und einige Dokumente widerspiegeln diese Wichtigkeit. Das Handbuch "Querbauwerke" (2005) beschäftigt sich intensiv mit der Problematik der Fischdurchgängigkeit an Rampen. Es bleibt allerdings meistens bei Empfehlungen und die Grundlagen aus Feldexperimenten fehlen weitgehend.

Der intensive Bau von Blockrampen rechtfertigt eine Funktionskontrolle dieser Rampen. Dies beinhaltet ein Überprüfen der Funktionsfähigkeit. Alle aktuell im Gewässer vorkommenden Fischarten in unterschiedlichen Altersstadien und entsprechend ihrer Dominanz müssen dabei die Anlage überwinden können. Zusätzlich ist die Berücksichtigung der potenziell natürlichen Fischfauna nötig.

Die vorgesehenen Arbeiten sollen Antwort auf folgende Fragen geben:

Blockrampe in Ruederchen (Kt. AG) (links) Bünzaue bei Möriken (rechts)

Flussrevitalisierungen haben in den letzten Jahren an Bedeutung zugenommen. Der Prozess der Wiederbesiedlung kann grundsätzlich mit einem Erholungsprozess nach einer Störung verglichen werden. Sobald die Störung nicht mehr länger aktiv ist (passive oder aktive Revitalisierungsmassnahme, beginnt der Fluss sich zu erholen. Die Geschwindigkeit, mit welcher sich ein Fliessgewässersystem erholt, hängt von der Art der Störung sowie den spezifischen Prozessen im Einzugsgebiet ab. Aber auch die Länge der Störung sowie der Grad der Habitatszerstörung spielen eine wichtige Rolle (Detenbeck 1992). Die Kapazität für eine natürliche Erholung des Systems nach einer schweren Störung kann unter Umständen verloren gegangen sein (Kauffman et al. 1997). In solchen Fällen muss der Erholungsprozess in Form einer aktiven Revitalisierungsmassnahme gestartet werden (Gore 1985). Es bestehen somit zwei Fälle, die für die Theorie der Revitalisierungsökologie sowie für die Praxis der Revitalisierung von Bedeutung sind:

Von entscheidender Bedeutung ist es, womit die Erholungsprozesse verglichen und letztlich bewertet werden. Auch die Art der Revitalisierungsmassnahmen ist zu berücksichtigen. Grundsätzlich kann ein System mit folgenden Massnahmen wiederhergestellt werden (Woolsey et al. 2005, Weber & Peter 2006):

Die Geschwindigkeit der Erholung hängt von zeitlichen-örtlichen Mustern ab und kann sehr unterschiedlich ausfallen. Würmli & Boller (2004) beobachteten eine extrem rasche Erholung eines neu gebauten Seitengewässers innert wenigen Monaten. Zika & Peter (2002) fanden in einem kleinen Seitengewässer bereits nach 29 Tagen eine deutliche Zunahme der Fischdichte und -biomasse nach einer Gewässerstrukturierung mit Totholz. Auch in der strukturierten Melk beobachteten Jungwirth et al. (1995) eine sehr rasch Zunahme der Fischartenzahl von 10 auf 16, innerhalb eines Jahres. Im Liechtensteiner Binnenkanal ist die Besiedlungsdynamik jedoch rund sechs Jahre nach der Revitalisierung immer noch nicht abgeschlossen. Die Geschwindigkeit der Besiedlung verläuft also sehr unterschiedlich und hängt von verschieden Faktoren ab, unter anderem von der Nähe von "hot spots". Dies sind intakte Lebensgemeinschaften mit einem hohen Arten- und Dichtepotenzial.

Die Wiederbesiedlung kann mit verschiedenen Indikatoren, die hierarchisch unterschiedlich einzustufen sind, studiert werden. Es lassen sich den Aufbau betreffende (compositional indicators), funktionelle oder strukturelle Indikatoren unterscheiden.

Beispiele von Indikatorengruppen:

Je nach Gewässerregion sind angepasste Indikatoren auszuwählen.

Viele weltweit durchgeführten Revitalisierungen brachten nicht den entscheidenden Erfolg (Roni et al. 2005). Oft sind zwar die nötigen Habitate hergestellt und somit wieder vorhanden, ihre Besiedlung bleibt jedoch aus (www.rivermanagement.ch).

Dieses Projekt soll aufzeigen, wie die Besiedlungsdynamik nach durchgerührter Revitalisierungsmassnahme abläuft. Ein Hauptfokus liegt bei der Wiederherstellung der strukturellen Massnahmen (Aufweitungen, Gerinnestrukturierungen, Ausdolungen).

Folgende Resultate werden erwartet: