Sonntag, 17 Februar 2013 08:49

TOBLER, U. (2011)

Differential responses on individual- and population-level to a fungal pathogen: Bd infection in the midwife toad Alytes obstetricans.

125 Seiten.
2011 PhD Thesis, University of Zurich, Faculty of Science.

Volltext

Zusammenfassung

Infektionskrankheiten werden zu einer immer stärkeren Bedrohung der Biodiversität, und  die  Anzahl  bekannter  Wildtierkrankheiten,  die  sich  ausbreiten,  nimmt  dramatisch  zu (Daszak  et  al.  2000,  Smith  et  al.  2009).  Die  Problematik  kommt  daher,  dass Krankheitserreger,   die   ein   breites   Wirtsspektrum   haben,   in   naive   Populationen eingeschleppt  werden,  zusammen  mit  ihren relativ  resistenten  ursprünglichen  Wirten, die als Überträger dienen (Daszak et al. 2004). 

Gemäss der IUCN sind Amphibien die am stärksten bedrohte Wirbeltiergruppe; rund ein  Drittel  der  Arten  ist  bedroht  (Gascon et  al.  2007).  Eine  Pilzerkrankung,  die Chytridiomykose,  wurde  als  eine  wichtige  Ursache  der  Bestandesrückgänge  identifiziert. Deren Erreger, der Pilz Batrachochytrium dendrobatidis (Bd) ist ein Chytridiomycet, der die keratinisierte Haut von Amphibien befällt und mit dem lokalen und globalen Aussterben von Amphibien  auf  mehreren  Kontinenten  in  Verbindung  gebracht  wird  (Fisher  et  al.  2009b, Kilpatrick  et  al.  2010). Bd  wird  hauptsächlich  im  Wasser  übertragen  und  ein  langes Kaulquappenstadium,  wie  es  bei  der  Geburtshelferkröte  vorkommt,  erhöht  somit  das Ansteckungsrisiko.  Infektionen  bei  Kaulquappen  sind  auf  die  Mundfelder  beschränkt,  was keine  Krankheitssymptome  bewirkt.  Im  Gegensatz  dazu  sind  die  Tiere  kurz  nach  der Metamorphose am anfälligsten, wenn die gesamte Amphibienhaut von Keratin überzogen wird  und  das  Immunsystem  erst  schwach  ausgebildet  ist  (Rollins-Smith  1998).  Nebst Unterschieden  in  der  Krankheitsanfälligkeit  verschiedener  Lebensstadien  beobachtet  man auch Unterschiede aufgrund von Hautpeptiden, der Lebensweise und dem Verhalten; auch bakterielle  Symbionten auf der  Amphibienhaut und  klimatische  Bedingungen  dürften  eine Rolle  spielen  (Fisher  et  al.  2009b,  Kilpatrick  et  al.  2010).  So  sind  manche  Arten  relativ  resistent  und  erkranken  nicht,  während  bei  anderen Arten  Massensterben  auftreten. Geburtshelferkröten-Populationen in einem Nationalpark in Spanien nahe Madrid nahmen beispielsweise  drastisch  ab,  nachdem Bd  dort  erstmals  nachgewiesen  wurde  (Bosch et al.2007,  Bosch  et  al.  2001);  daher  ist  die  Annahme  begründet,  dass Bd  auch  in  anderen Verbreitungsgebieten der Art zu Bestandesabnahmen führt. 

In  der  Schweiz  hat  die  Geburtshelferkröte  in  den  letzten  drei  Jahrzehnten  massive Bestandesrückgänge    erlitten    (Schmidt    &    Zumbach    2005).    Vielen    lokalen Aussterbeereignissen kann keine offensichtliche Ursache zugewiesen werden und daher ist eine  eher  kryptische  Ursache  wie  eine  Infektionskrankheit  eine  plausible  alternative Erklärung.

Im ersten Kapitel meiner Dissertation bestimme ich den geographischen Massstab, in dem  Geburtshelferkröten-Populationen  organisiert  sind.  Die  meisten  Arten  sind  in Populationen  organisiert,  die  ihrerseits  Netzwerke aus  Subpopulationen  sind.  Diese Netzwerke  zeichnen  sich  durch  einen  unterschiedlichen  Grad  an  Genfluss  zwischen einzelnen  Subpopulationen  aus  (Wright  1965).  In  meiner  Arbeit  untersuchte  ich  die genetische  Struktur  von  Geburtshelferkröten  in  vier  Regionen  der  Schweiz.  Alle  vier Regionen  beherbergen  Netzwerke  von  Subpopulationen,  die  sich  in  der  Stärke  der Bestandesabnahmen, im Grad ihrer Vernetzung und einer Reihe weiterer Ursachen, die die genetische    Struktur    beeinflussen    können,    unterscheiden.    Anhand    neutraler Mikrosatellitenmarker  bestimmte  ich  die  genetische Diversität  und  Differenzierung innerhalb  der  Regionen.  Mittels  Modellselektion  suchte  ich  die  Faktoren,  die  die Unterschiede in der genetischen Struktur zwischen den Regionen am besten erklären. Wir fanden keine Hinweise darauf, dass die Stärke der Bestandesabnahmen mit der genetischen Diversität korreliert. Ebenso wenig war die genetische Differenzierung mit der Isolation der Subpopulationen korreliert; alle Populationen waren genetisch isoliert, selbst über geringe Distanzen. Nur die Höhenlage hatte einen Einfluss auf die genetische Diversität: Sie nahm mit  zunehmender  Höhenlage  zu.  Fluktuierende  Umweltbedingungen  in  grösseren Höhenlagen sind eine  mögliche Erklärung für diese Beobachtung (Fisher 1930, Munwes et al. 2010). Das Fehlen eines Zusammenhangs zwischen Bestandesrückgängen und genetischer Zusammensetzung deutet darauf hin, dass Geburtshelferkröten-Subpopulationen als relative unabhängige  Einheiten  funktionieren  und  Genfluss  zwischen  Subpopulationen  relativ unwichtig  ist  (Beebee  2005,  Frankham  et  al.  2002).  Daher  sollten  sich  Auswirkungen  der Infektionskrankheit  anhand  ihres  Effekts  auf  einzelne  Populationen  zeigen  lassen, unabhängig vom Infektionsstatus benachbarter Populationen. 

In Kapitel 2 quantifiziere ich die Mortalität von mit Bd infizierten Geburtshelferkröten nach  der  Metamorphose.  Dazu  fing  ich  natürlicherweise  infizierte  Kaulquappen  von  drei verschiedenen  Populationen  und  zog  sie  im  Labor  auf.  Die  Kaulquappen  wurden  in  drei Behandlungsgruppen  eingeteilt:  1)  Die Bd-negative  Kontrolle  befreite  ich  durch  die Behandlung  mit  dem  fungiziden  Medikament  Itraconazol  von  der  Infektion  (Garner  et  al.2009a). 2) Die Stresskontroll-Gruppe behandelte ich nach dem gleichen Protokoll wie die Bd-negative  Kontrolle,  verzichtete  aber  auf  das  Itraconazol  während  der  Behandlung.  Diese Gruppe  erfuhr  also  denselben  Behandlungsstress  wie die  Itraconazol-behandelte  Gruppe, blieb  aber  infiziert.  3)  Die  letzte  Gruppe  wurde  nicht  behandelt  und  nur  die  regulären Wasserwechsel  und  Fütterungen,  die  bei  allen  Versuchsgruppen  stattfanden,  wurden vorgenommen.  Auch  diese  Gruppe  blieb demnach  infiziert.  Die  Resultate  zeigen,  dass  die Mortalität durch Bd-Infektion hoch war (44.4% aller infizierten Tiere starben), aber dass es grosse  Unterschiede  zwischen  den  verschiedenen  Populationen  gab  (die  Sterblichkeit schwankte zwischen 27% und 90%). Die Unterschiede, die wir beobachteten, könnten auf unterschiedliche   symbiotische   Hautbakterien,   unterschiedliche   Erregerstämme   oder Umwelteffekte   vor   dem   Fang   im   natürlichen   Lebensraum   zurückzuführen   sein. Umwelteffekte  lassen  jedoch  über  kurze  Zeit  nach  (Van  Buskirk  2002)  und  Hautbakterien und Erregerstämme wurden aufgrund unseres Laborprotokolls zwischen den Populationen vermutlich vermischt. Daher gehen wir davon aus, dass genetische Unterschiede zwischen den Populationen die Unterschiede in der Mortalität bewirkt haben.  

Wie  die  hohe  Sterblichkeit,  die  wir  im  2.  Kapitel  beobachteten,  zeigt,  sind Auswirkungen von Bd auf die Überlebenswahrscheinlichkeit der Populationen anzunehmen.  Daher versuche ich im 3. Kapitel einen Zusammenhang zwischen dem Vorkommen von Bd in einer  Population  und  dem  lokalen  Aussterben  der  Geburtshelferkröte  herzustellen.  Dazu benützten wir Daten aus der Erhebung, die im Rahmen der Aktualisierung der Roten Liste in 2003  und  2004  durchgeführt  wurde  (Schmidt  &  Zumbach  2005).  Anhand  dieser  Daten wählten wir 79 Teiche, verteilt über das gesamte Verbreitungsgebiet der Geburtshelferkröte in  der  Schweiz,  von  denen  wir  wussten,  dass  sie  um ca.  1985  Geburtshelferkröten-Populationen beherbergt hatten. Wir besuchten diese Teiche in 2008 und testeten sie auf das Vorkommen von Bd, indem wir Hautabstriche von Amphibien sammelten, die wir an den Teichen  fingen.  Diese  Abstriche  wurden  im  Labor  mittels  real-time  PCR  auf Bd  getestet (Boyle et al. 2004). Gleichzeitig führten wir eine erneute Erhebung über die Anwesenheit von Geburtshelferkröten   an   den   Teichen   durch.   Die   Anwesenheit   von Bd   und Geburtshelferkröten  wurden  dann  in  einem  hierarchischen  Modell  analysiert,  das  die Vorkommenswahrscheinlichkeit  mehrerer  Arten  während  mehrerer  Erhebungsperioden modelliert.  Bei  dieser  Art  von  Modellen  wird  die  Antreffwahrscheinlichkeit  einer  Art mitberücksichtigt.  Ich  modellierte  also  gleichzeitig  die  Vorkommenswahrscheinlichkeit  von Bd  in  2008  und  die  Vorkommenswahrscheinlichkeit  der  Geburtshelferkröte  während  den zwei  Erhebungen  in  2003/2004  und  2008  in  einem  einzigen  Modell.  Dieses  Modell berechnete ich in mit dem Programm WinBUGS (Kéry 2010, Royle & Dorazio 2008), das auf dem  Bayes’schen  Theorem  bedingter  Wahrscheinlichkeiten  beruht.  Dadurch  war  es  mir möglich,  die  Wahrscheinlichkeit,  dass  die  Geburtshelferkröte  vorkommt,  ausgestorben  ist oder  überlebt  hat  an  einem  Teich,  und  die  Wahrscheinlichkeit,  dass Bd  vorkommt,  in Abhängigkeit  von  einander  modellieren  und  dabei  jeweils  den  Fehler  der  geschätzten Wahrscheinlichkeiten  berücksichtigen  (Waddle et  al.  2010).  Dabei  zeigte  sich,  dass  das Vorkommen   bzw.   die   lokale   Aussterbewahrscheinlichkeit   der   Geburtshelferkröte unabhängig  vom  Vorkommen  von Bd  ist.  Dieses  überraschende  Ergebnis  wird  durch  die Resultate aus meinem nächsten Kapitel gestützt. 

Im 4. Kapitel  untersuche ich die Wachstumsraten von Geburtshelferpopulationen in An-  oder  Abwesenheit  von Bd.  Adrian  Borgula  stellte  grosszügigerweise  die  jährlichen Ruferzählungen von 26 Teichen im Kanton Luzern von 2002 bis 2009 zur Verfügung. Für jede Population modellierte ich den Populationstrend in Abhängigkeit des Vorkommens von Bd und  der  Häufigkeit  nachgewiesener  Fortpflanzung.  Dieses  Modell  wurde  wiederum  im Programm   WinBUGS   beruhend   auf   dem   Bayes’schen   Wahrscheinlichkeitstheorem berechnet.  Der  Vorteil  dieses  Ansatzes  gegenüber  konventionellen  Maximum-Likelihood Schätzung  ist,  dass  bei  der  Analyse  der  Fehler  im  Populationstrend,  der  durch  den Beobachtungsprozess und den Prozess der Analyse entsteht, berücksichtigt wird. Wiederum fanden  wir  keinen  negativen  Zusammenhang  zwischen  dem  Vorkommen  von Bd und  den Wachstumsraten der Geburtshelferkröten-Populationen. Das Fehlen eines Zusammenhangs zwischen  dem  Vorkommen  von Bd    und  lokalen  Bestandesabnahmen  (Kapitel  4)  oder lokalem Aussterben (Kapitel 3) der Geburtshelferkröte kann durch mehrere Mechanismen zustande  kommen,  die  einander  nicht  zwingend  ausschliessen:  1)  Möglicherweise begünstigen die herrschenden Umweltbedingungen keine Krankheitsausbrüche (Bosch et al.2007, Rohr et al. 2008, Walker et al. 2010). 2) Andererseits kann Bd sowohl als enzootische als  auch  als  epizootische  Infektion  vorliegen  (Briggs  et  al.  2010).  Während  epizootische Krankheitsdynamik  meist  additive,  d.h.  zusätzliche,  Mortalität  bewirkt,  besteht  bei enzootischer  Dynamik  die  Möglichkeit,  dass  die  Mortalität  kompensiert  wird. Bd  in  der Schweiz  könnte  mehrheitlich  enzootische  Krankheitsdynamik  bewirken.  3) Bd  verringert möglicherweise  nicht  die  Überlebenswahrscheinlichkeit,  sondern  wirkt  sich  auf  andere Fitnessparameter  von  Individuen  aus.  Ist  das  Leistungsvermögen  in  einem  Fitnessbereich reduziert, kann möglicherweise eine gesteigerte Effizienz in anderen Fitnessbereichen für die Verluste kompensieren (Jolles et al. 2005). 4) Möglich ist auch, dass Bd zu Beginn nach dem ersten Auftreten eine Bestandesabnahme bewirkt hat und dass sich die Populationen jetzt auf einem geringeren Niveau stabilisiert haben (Briggs et al. 2005).  Die  Prävalenz  und  Abundanz  von Bd  variiert  stark  zwischen  verschiedenen Populationen.  Massensterben  treten  nur  auf,  wenn  die  Abundanz  von Bd  sehr  hoch  ist (Briggs  et  al.  2010,  Vredenburg  et  al.  2010). 

Daher  versuche  ich  in Kapitel  5  diese Unterschiede durch die Umwelteigenschaften der Gewässer zu erklären. Dazu wählte ich 19 Teiche  in  den  drei  Gebieten,  die  ich  in  Kapitel  1  bereits  beprobt  hatte  und  in  denen Bdvorkam, nämlich BE, BL und SG. An diesen 19 Teichen beprobte ich im Frühling und Sommer Kaulquappen der Geburtshelferkröte auf Bd und mass von April bis Oktober Umweltdaten. Anhand   eines   hierarchischen   Bayes-Modells   schätzte ich   die   Auswirkungen   der Amphibiendichte,  der  Wassertemperatur,  der  genetischen  Diversität  der  Wirtspopulation und der  Zooplanktondichte  auf  die  Entdeckungs-  und Vorkommenswahrscheinlichkeit und Abundanz  des  Erregers  ab.  Da  Abundanzmodelle  eine  grosse  Anzahl  an  Iterationen benötigen,  bis  sie  konvergieren,  sind  die  Ergebnisse,  die  in  diesem  Kapitel  präsentiert werden,  erst  vorläufig  und  ändern  möglicherweise  noch,  bis  ein  Modell  gefunden  ist,  das optimal  konvergiert.  Die  Effekte  der  Kovariaten  Amphibiendichte,  Wassertemperatur  und Zooplanktondichte  sollten qualitativ  robust  sein,  auch  wenn  die  Schätzwerte noch ändern können. Bd war häufiger in wärmeren Teichen, vermutlich weil sogar warme Gewässer in unseren Breitengraden sich nie für längere Zeit über das Wachstumsoptimum von Bd hinaus erhitzen. Eine höhere Kaulquappendichte korrelierte mit einer höheren Abundanz von Bd. Die Ergebnisse belegen, dass Umwelteigenschaften einen Einfluss auf die Abundanz von Bdhaben. Dieses Wissen könnte wichtig werden, wenn es darum geht, Habitatmanagement zu betreiben, um die Auswirkungen von Bd zu reduzieren.  Während meiner Dissertation gelang es mir zu zeigen, das Bd auf Individuenebene ein ernst  zu  nehmender  Krankheitserreger  sein  kann  und hohe  Mortalität  bewirkt.  Auf Populationsebene jedoch beobachten wir keine negativen Auswirkungen von Bd. Entweder können  die  Verluste  kompensiert  werden  oder  die  Mortalität  ist  gering,  da  die Umweltbedingungen keine Krankheitsausbrüche begünstigen. Da die Abundanz des Erregers von  den  Umweltbedingungen  abhängt,  kann  die  Manipulation  des  Lebensraums  der Geburtshelferkröte eine sinnvolle Massnahme zur Verringerung der Auswirkungen von Bd in Zukunft darstellen.

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Mittwoch, 09 Januar 2013 10:38

STIRLING, I. (2002)

Polar Bears and Seals in the Eastern Beaufort Sea and Amundsen Gulf:
A Synthesis of Population Trends and Ecological Relationships over Three Decades.

ARCTIC, Vol. 55, SUPP. 1: 59-76.

Abstract:

In the eastern Beaufort Sea and Amundsen Gulf, research on polar bear populations and their ecological interrelationships with seals and sea ice conditions began in the fall of 1970. Analysis of movement data from mark-recapture studies and tracking of adult female bears with satellite radio collars indicated that there are two populations of polar bears in the area, one that inhabits the west coast of Banks Island and Amundsen Gulf and a second that is resident along the mainland coast from about Baillie Islands in Canada to approximately Icy Cape in Alaska. Polar bears throughout the Beaufort Sea and Amundsen Gulf were severely overharvested before the establishment of quotas in Canada in 1968 and the cessation of all but subsistence polar bear hunting in Alaska in 1972. Since then, both populations have recovered, and the population estimates currently used for management purposes are 1200 and 1800 for the Northern and Southern Beaufort populations, respectively. However, these population estimates are now dated and should be redone. Most female polar bears in the Beaufort Sea breed for the first time at 5 years of age, compared to 4 years of age in most other populations, and cubs normally remain with their mothers for 2.5 years prior to weaning. Heavy ice conditions in the mid-1970s and mid-1980s caused significant declines in productivity of ringed seals, each of which lasted about 3 years and caused similar declines in the natality of polar bears and survival of subadults, after which reproductive success and survival of both species increased again. The changes in the sea ice environment, and their consequent effects on polar bears, are demonstrable in parallel fluctuations in the mean ages of polar bears killed each year by Inuit hunters. In 1989, the decadal-scale pattern in fluctuations of ice conditions in the eastern Beaufort Sea changed in response to oceanographic and climatic factors, and this change has resulted in greater amounts of open water in recent years. In addition, climatic warming will be a major environmental factor if greenhouse gas emissions continue to increase. It is unknown whether the ecosystem will return to the pattern of decadal-scale change exhibited in previous decades, or how polar bears and seals will respond to ecological changes in the future, but research on these topics is a high priority.

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Donnerstag, 14 Juni 2018 10:18

ALMASAN, H. (1994)

Die Entwicklung der Bärenpopulation in Rumänien.

Wildbiologie International 5/10. Wildtier Schweiz, Zürich.

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Auszug:

Rumänien – für Kenner ein Land der Bären. Im Gegensatz zu den wenigen Restpopulationen Westeuropas leben dort die Bären, besonders in den wilden Karpaten, in einem vitalen Bestand.

Nach dem Fall der Diktatur dürfen Rumänen und ausländische Gäste wieder auf die Jagd – auch auf den Bären. Die Sorge rumänischer Wildtierbiologen gilt nun einem Management nach wildtiergerechten Kriterien. Eine Bejagung der Bären soll möglich sein, vor allem aber muss die Populationsstruktur erhalten bleiben.

 

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Donnerstag, 14 Juni 2018 08:48

Japanischer Serau

Überordnung: LAURASIATHERIA
Taxon ohne Rang: CETARTIODACTYLA
Ordnung: Paarzeher (ARTIODACTYLA)
Unterordnung: Wiederkäuer (Ruminantia)
Familie: Hornträger (Bovidae)
Unterfamilie: Ziegenartige: (Caprinae)
Tribus: Gemsenverwandte (Naemorhedini)

D LC 650

Japanischer Serau

Capricornis crispus • The Japanese Serow • Le saro du Japon

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Zoo Berlin © Carlos Frey, Berlin

 

 

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Approximative Verbreitung des Japanischen Seraus (Capricornis crispus)

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Kyoto Zoo © Peter Dollinger, Zoo Office Bern

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Zoo Magdeburg © Peter Dollinger, Zoo Office Bern

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Zoo Berlin © Peter Dollinger, Zoo Office Bern

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispous) im Zoo Berlin © Zoo Berlin (Presseforo)

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Zoo Děčín © Wolfgang Dreier, Berlin

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Zoo Děčín © Zoo Děčín

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Zoo Berlin © Klaus Rudloff, Berlin

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Zoo Berlin © Klaus Rudloff, Berlin

 

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Zoo Berlin © Klaus Rudloff, Berlin

 

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Japanischer Serau (Capricornis crispus) im Zoo Magdeburg © Klaus Rudloff, Berlin

 

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Der Japanische Serau ist ein in seiner Heimat nicht gefährdeter Gemsenverwandter, der in Japan in vielen Zoos gezeigt wird, in Europa aber stets nur selten zu sehen war und gegenwärtig (2019) nicht mehr gehalten wird. Ein Grund für die geringe Beliebtheit der Art dürfte ihre einzelgängerische Lebensweise und ihre hohe innerartliche Aggression sein.

Körperbau und Körperfunktionen

Beim Japan-Serau gibt es praktisch keinen Geschlechtsdimorphismus. Die Tiere erreichen eine Kopf-Rumpflänge von etwa 130 cm, eine Schulterhöhe von 68-80 cm und ein Gewicht von 31-48 kg. Die leicht gekrümmten Hörner werden 12-16 cm lang. Der Schwanz ist mit 6-8 cm sehr kurz. Stark ausgeprägte Voraugendrüsen finden sich bei beiden Geschlechtern, ebenso Zwischenzehendrüsen. Das Fell ist lang und dicht. Seine Grundfärbung ist blaugrau oder graubraun mit weißen Haaren gesprenkelt, stellenweise schwarz. Die Beine, Ohren und der nackte Nasenspiegel und der kaum behaarte Nasenrücken sind schwarz, allenfalls dunkelbraun, die Kehle und Backenbärte weiß oder hellgrau [1; 6; 8; 13].

Verbreitung

Japan: Honshu, Shikoku, Kyushu. In den letzten 30 Jahren konnte der Serau sein Verbreitungsgebiet von rund 34'500 km² auf gegen 60'000 km² ausweiten [5].

Lebensraum und Lebensweise

Der Japan-Serau besiedelt alpine Rasen, subalpine Koniferenwälder und Laubwälder der kollinen Stufe [5].

Die Tiere sind hauptsächlich tagsüber aktiv, können aber auch nachts weiden.Sie sind gewöhnlich Einzelgänger, gelegentlich werden aber auch Gruppen bis zu 7 Tieren angetroffen. Die Einzeltiere haben Streifgebiete von wenigen Hektar, die sie als Territorium mit dem wachsartigen Sekret ihrer Voraugendrüsen und durch feste Kotplätze markieren und gegen Artgenossen verteidigen. Oft stehen sie reglos an einer exponierten Stelle, um Präsenz zu markieren. Familienterritorien können bis etwa 22 ha groß sein. Seraue nutzen ein weites Spektrum an Nahrungspflanzen einschließlich Koniferen. Bevorzugt fressen sie Laub von immergrünen und winterkahlen Bäumen und Sträuchern, ferner Farne sowie Gräser, Kräuter und Früchte [2; 5; 7].

Im Gegensatz zu den tropischen Serau-Arten haben die Japan-Seraue eine feste Paarungszeit, die von September bis November dauert. Nach einer Tragzeit von 195-210 Tagen wird im Mai-Juli meistens ein einzelnes Kitz gesetzt, seltener Zwillinge. Seraukitze wiegen bei der Geburt 2,9 bis 3,5 kg. Sie können 12 bis 20 (selten 30) Minuten nach der Geburt gehen und folgen ihrer Mutter. Sie nehmen ab dem 6.- 16. Lebenstag feste Nahrung auf und sind vor der nächsten Brunst der Geiß entwöhnt. Die Geschlechtsreife wird mit anderthalb Jahren erreicht [2; 3].

Gefährdung und Schutz

In der ersten Hälfte des 20. Jahrhunderts büßte der Japanische Serau große Teile seines Areals ein. Heute ist er weit verbreitet, hat eine große Gesamtpopulation (ca. 100'000 Tiere) und stabile bis zunehmende Bestände. Sein Areal ist mittlerweileetwa anderthalb mal so groß wie die Schweiz. Er wurde deshalb im Rahmen einer Beurteilung im Jahr 2008 als nicht-gefährdet eingestuft (Rote Liste: LEAST CONCERN) [5].

Der internationale Handel ist nicht nach CITES geregelt.

Bedeutung für den Menschen

Der Serau wurde in Japan traditionell zur Fleischgewinnung gejagt. Bis in die 195034-Jahre war dies nicht nachhaltig und meistens illegal. Nachdem die Wilderer-Syndikate eliminiert werden konnten, nahmen die Bestände zu, mit dem Ergebnis, dass es zu größeren forstwirtschaftlichen Schäden kam, was die Behörden veranlasste die Bestände zu reduzieren. [5].


Haltung

Bei der Gehegegestaltung ist zu berücksichtigen, dass Seraue wenig sozial sind. Abtrenngehege und Einzelboxen sind daher Pflicht. Gehege für kleine Gruppen sollten größer sein, als in den Mindestanforderungen vorgegeben und sollten über Sichtblenden und Rückzugsmöglichkeiten verfügen.

WEIGL gibt als Höchstalter im Zoo 24 Jahre an, erreicht von einer zoogeborenen Geiß in einem japanischen Zoo, andernorts wird auf ein Rekordalter von 27 Jahren, 7 Monaten und 25 Tagen verwiesen [2; 6].

Die Welterstzucht gelang am 25. August 1965 im Kobe Oji-Zoo von einem Paar, das 1964 gefangen worden war [9].

Für den Japanischen Serau gibt es ein Internationales Zuchtbuch, das früher am Tiergarten Schönbrunn geführt wurde und heute am Toyama Familienpark-Zoo in Japan geführt wird. Dieses umfasst 796 lebende Individuen in 130 Einrichtungen [IZY 52, Daten bis Dezember 2016].

Haltung in europäischen Zoos: In nordamerikanischen und europäischen Zoos gab es 2014 nur noch 22 Tiere. Seit 2007, als mit 45 Individuen der Höchststand erreicht wurde, war also ein dramatischer Rückgang zu verzeichnen [1]. Mittlerweile ist der europäische Bestand ausgestorben. Bis 2018 lebte in Aussig an der Elbe noch ein einzelnes Tier. Dem nordamerikanischen Bestand, der 2019 noch 10 Tiere in 4 Haltungen um fasste, droht dasselbe [10]. Für Details siehe Zootierliste.

Im Tiergarten Schönbrunn war 1994 die europäische Erstzucht gelungen.


Mindestanforderungen an Gehege: Nach Säugetiergutachten 2014 des BMEL soll für bis zu 5 Tieren ein Gehege von mindestens 250 m² zur Verfügung stehen, für jedes weitere Tier 20 m² zusätzlich. Ein Stall ist nicht erforderlich.

Die Schweizerische Tierschutzverordnung (Stand 2019) schreibt für bis zu 4 Tieren ein Gehege vor, dessen Grundfläche 500 m² misst. Für jedes weitere Tier kommen 50 m² zur Basisflächen dazu. Es sind natürliche oder künstliche Unterstände anzubieten, in denen alle Tiere gleichzeitig Platz finden. Werden die Tiere aufgestallt, ist eine Grundfläche von mindestens 4 m²/Tier vorgeschrieben.

Nach der 2. Tierhaltungsverordnung Österreichs (Stand 2019) sind für bis zu 10 Tiere 500 m² erforderlich, für jedes weitere 50 m² mehr. Es müssen Unterstände zum Schutz gegen Witterungsverhältnisse wie Regen, Wind, Sonneneinstrahlung und Hitze angeboten werden, so dass alle Tiere bei Bedarf darin gleichzeitig Unterschlupf finden können. Die Haltung hat in Herden zu erfolgen.

Taxonomie und Nomenklatur

Der Japanische Serau wurde 1844 von Coenraad Jacob TEMMINCK vom Naturhistorischen Museum in Leiden als "Antilope crispa" erstmals wissenschaftlich beschrieben. Die gegenwärtig gültige Gattung Capricornis wurde 1836 von dem aus Irland stammenden Naturforscher William OGILBY aufgestellt [7; 8].

Die Systematik der Seraue ist nicht ganz klar, Die Caprinae Spezialisten-Gruppe der IUCN geht von 3, WILSON & REEDER sowie die Rote Liste der IUCN gehen von sechs Arten aus. Das Handbook of the Mammals of the World von 7. Von den Goralen werden vier Arten unterschieden. Bisweilen werden Seraue und Gorale in einer Gattung (Naemorhedus) zusammengefasst [4; 5; 7; 8].

Literatur und Internetquellen

  1. HOLLAND, J. & PUTNAM, A. (2014)
  2. MATSCHEI, C. (2012)
  3. PUSCHMANN, W., ZSCHEILE, D., & ZSCHEILE, K. (2009)
  4. SHACKLETON, D.M. (1997)
  5. TOKIDA, K. (2008). Capricornis crispus. The IUCN Red List of Threatened Species 2008: e.T3811A10097895. http://www.iucnredlist.org/details/3811/0. Downloaded on 14 June 2018.
  6. WEIGL, R. (2005)
  7. WILSON, D. E. et al. eds. (2009-)
  8. WILSON, D. E. & REEDER, D. M. (2005)
  9. YAMAMOTO, S. (1967)
  10. DAMOIS, P., ROBOVSKÝ, J.,MUELLER, D, PENELLO, M.,ZIMMERMANN,M., VAN DER MEER, R.AND VOORHAM, M. (eds., 2020).

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