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Pseudorasbora parva

1 Beschreibung der Art

Pseudorasbora parva (Temminck & Schlegel, 1842) (Cyprinidae) Blaubandbärbling, Pseudo-Keilfleckbarbe (D), stone moroco, topmouth gudgeon (E)

1.1 Aussehen

Pseudorasbora parva (Temminck & Schlegel, 1842) (Cyprinidae) Blaubandbärbling, Pseudo-Keilfleckbarbe (D), stone moroco, topmouth gudgeon (E)

Fotos: Pseudorasbora parva

Der Körper des Blaubandbärblings ist lang gestreckt, leicht hochrückig mit hohem, und vom Rumpf nicht deutlich abgesetztem Schwanzstiel. Das kleine Maul ist oberständig mit einer schräg nach oben weisenden Mundspalte und ohne Bartfäden. Die Färbung ist in der Regel silbrig bis graubraun, gelegentlich blauviolett und metallisch schimmernd. Entlang der Flanke zieht sich, vor allem bei Jungfischen, ein schmaler dunkler, meist schwarzblauer Längsstreifen, beginnend bei der Schnauzenspitze oder ab dem Kiemendeckel bis zur Schwanzwurzel. Dieser kann bei adulten Exemplaren bis zur Unkenntlichkeit verblassen (siehe Foto links). Die Flossen sind farblos bis bräunlich pigmentiert. Während der Laichzeit tragen die Männchen ein Hochzeitskleid und sind fast ganz schwarz. Die großen, silbernen Schuppen sind dunkel umrandet und wirken wie eine Netzzeichnung. Entlang der Seitenlinie befinden sich 32-39 Schuppen. Das Vorderende der Rückenflossenbasis liegt ungefähr über dem Bauchflossenansatz, das Ende der Rückenflossenbasis liegt vor dem Vorderende der Afterflosse. Die Anzahl der Flossenstrahlen (Hart-/Gabelstrahlen) ist in der Flossenformel angegeben (D/C/P/V/A  =Rücken-, Schwanz- Brust-, Bauch- und Afterflosse). Die Schlundzähne sind einreihig angeordnet (5-6). Diese Kleinfischart wird selten größer als 10 cm (maximal 11 cm) lang.

Flossenformel:

                      D III/7-8
            -------------------------  C 0/19
            P I/11-12; V I/6-7; A II-III/5-6

Verwechslungsmöglichkeiten:
Schneider (Alburnoides bipunctatus): Afterflosse mit mindestens 12 Gabelstrahlen, Seitenlinie mit schwarzen Pigmenten eingesäumt und stark nach unten gekrümmt, fallweise ein breites schwarz-violett schimmerndes Band entlang der Flankenmitte, das Ende der Rückenflossenbasis liegt etwa über dem Afterflossenansatz.
Aitel (Leuciscus cephalus): breiter, großer Kopf mit weiter Mundspalte, Körper torpedoförmig und drehrund.
Bitterling (Rhodeus sericeus): endständiges Maul mit horizontaler Mundspalte, Ende der Basis der Rückenflosse hinter dem Vorderende der Afterflosse, Körper hochrückig, Schwanzstiel deutlich vom Körper abgesetzt mit deutlich geringerer Höhe.
Rotauge (Rutilus rutilus): Seitenlinie mit mindestens 39 Schuppen, Rücken- und Afterflosse mit mindestens 9 Gabelstrahlen, Flossen und Iris i.d.R. orangerot gefärbt.
Rotfeder (Scardinius erythrophthalmus): Das Vorderende der Rückenflossenbasis liegt deutlich hinter dem Ansatz der Bauchflosse, Afterflosse mit mindestens 9 Gabelstrahlen, Flossen leuchtend rot gefärbt, auch bei Jungfischen ab etwa 3-4 cm ist bereits eine leichte Rotfärbung erkennbar.

1.2 Taxonomie

Der Blaubandbärbling gehört zur Familie der karpfenartigen Fische (Cyprinidae). Die folgenden wissenschaftlichen Synonyme sind bekannt (www.fishbase.org):

Fundulus virescens Temminck & Schlegel, 1846
Leuciscus parvus Temminck & Schlegel, 1846
Micraspius mianowskii Dybowski, 1896
Pseudorasbora altipinna Nichols, 1925
Pseudorasbora depressirostris Nichols, 1925
Pseudorasbora fowleri Nichols, 1925
Pseudorasbora monstrosa Nichols, 1925
Pseudorasbora parva (Temminck & Schlegel, 1846)
Pseudorasbora parva parvula Nichols, 1929
Pseudorasbora parva tenuis Nichols, 1929

1.3 Herkunftsgebiet

Das natürliche Verbreitungsgebiet in Ostasien umfasst die Fluss-Systeme des Amur, Yangtze, Huangho und einige japanische Inseln sowie Teile von Süd-Korea und Taiwan (Berg 1949; Banarescu 1999).

1.4 Biologie

Die Art ist sehr anpassungs- und widerstandsfähig (breite Temperatur- und Sauerstoffgehaltstoleranz). Im Verbreitungsgebiet herrschen generell Temperaturen von 5 °C bis 22 °C vor ( www.fishbase.org). In Österreich laicht die Art vorwiegend in gemäßigt fließenden und stehenden Gewässern ab. Die Laichzeit dieses sog. Portionslaichers erstreckt sich von Mai bis September, wobei die klebrigen Eier bei etwa 15-19 °C bevorzugt auf Steinen oder Pflanzen abgelegt werden (Giurca & Angelescu 1971; Barus et al. 1984; Honsig-Erlenburg & Petutschnig 2002). Der Milchner bewacht das Gelege bis zum Schlüpfzeitpunkt und verteidigt es aggressiv auch gegen größere Fische (Sebela & Wohlgemuth 1984). Die kurzlebige Art wird bis zu fünf Jahre alt ( www.fishbase.org) und wird bereits mit einem Jahr geschlechtsreif (Giurca & Angelescu 1971; Barus et al. 1984).
Reproduktionsgilde: phyto-lithophil (Spindler 1995)
Habitatgilde: indifferent/eurypar/geringer Strukturbezug (Zauner & Eberstaller 1999)

2 Vorkommen in Deutschland und Österreich

2.1 Einführungs- und Ausbreitungsgeschichte / Ausbreitungswege

Der Blaubandbärbling wurde 1960 nach Rumänien unbeabsichtigt mit dem ersten Import von Eiern pflanzenfressender Gras- und Silberkarpfen aus dem Yangtse Fluss bei Wuhan importiert. In einem Teich nahe Bukarest schlüpften aus den Eiern neben den gewünschten Gras- und Silberkarpfen weitere 14 Fischarten, u.a. Blaubandbärblinge (Nalbant, Bukarest, mündl. Mitt. 2000). Die heutige Verbreitung ist einerseits auf menschliche Aktivität (Ausbringung als Futterfisch, Freilassung von lebenden Köderfischen oder Aquarienfischen, unbeabsichtigte Einbringung mit anderem Besatzmaterial), andererseits aber auch auf natürliche Vermehrung und sekundäre Ausbreitung in Gewässersystemen zurückzuführen.

2.2 Aktuelle Verbreitung und Ausbreitungstendenz

Deutschland:

Auch nach Deutschland gelangte der Blaubandbärbling zwischen 1964 und Anfang der 1980er Jahre vermutlich zeitgleich mit der Einfuhr von Graskarpfen unabsichtlich in Teichwirtschaften (vgl. Arnold 1990; Welcomme 1988). Seit Anfang/Mitte der 1980er Jahre ist die Art als Besatz-, Futter-, Aquarien- und Köderfisch bei deutschen Teichwirten im Angebot (Stein & Herl 1986). Erstmals frei lebend nachgewiesen wurde die Art in Deutschland im September 1984 in der Weißen Elster bei Wünschendorf (Arnold 1985). 17 adulte Exemplare und ein Jungfisch wurden gefangen, was auf eine Vermehrung am Fundort schließen lässt. 1987 galt der Blaubandbärbling im Süden von Deutschland bereits als relativ weit verbreitet (Gaumert schrift. Mitt. in Arnold 1990). 1987 gelang auch der Nachweis für Niedersachsen in einem Teich im Teutoburger Wald (Arnold 1990). 1988 und 1989 wurden jeweils Einzelexemplare in zwei angebundenen Nebengewässern im Mittel- und Niederrhein gefunden (Lelek & Buhse 1992).
Hauptsächlich kommt die Art in größeren Teichanlagen insbesondere in Süddeutschland vor, während Funde in natürlichen Gewässern oft schon nach relativ kurzer Zeit nicht mehr wiederholt werden konnten (Arnold 1990). In Sachsen wurde Anfang der 1990er-Jahre eine Ausbreitung der Art über Teichwirtschaften beobachtet, in welche Blaubandbärblinge mit Satzfischkäufen aus Süddeutschland unbeabsichtigt eingeschleppt wurden: 1992 in einer Fischzuchtanlage an der Neiße, 1993 in Teichen bei Kleinwelka und im April 1994 im Hoyerswerdaer Schwarzwasser (Füllner et al. 2005). Gegenwärtig wird in Sachsen eine deutliche Ausbreitung der Art festgestellt, insbesondere in Gewässern, die mit Fischzuchtanlagen in Verbindung stehen (Füllner et al. 2005).
Aktuell sind insgesamt 466 Vorkommen in den Artenkatastern der Bundesländer registriert.

Österreich:

In Österreich konnte P. parva erstmals 1982 im Mündungsbereich der March bzw. der Tulln nachgewiesen werden (Weber 1984). Weitere Belege für ein Auftreten in der Pinka, der Raab, der Lafnitz und einer Reihe von Fischteichen in Niederösterreich, Burgenland, Steiermark und Kärnten folgten (Ahnelt & Tiefenbach 1991). Der Erstnachweis für die Donau stammt aus dem Altarm bei Schönbühel (Pinka 1998). Bereits 1993 und 1994 wurde die Art im neu errichteten Marchfeldkanal und im unteren Russbach nachgewiesen (Unfer & Schmutz 1998).
Heute ist der Blaubandbärbling in allen Bundesländern, mit Ausnahme von Tirol, nachgewiesen (Wolfram & Mikschi 2007). Lokal liegen sogar Berichte über massenhaftes Auftreten vor (bis >14.000 Ind./ha im Teichbach im Mittelburgenland, Wolfram & Mikschi 2002). Hauptsächlich betroffen sind Teiche und kleinere Fließgewässer (Wolfram & Mikschi 2007). Auch im Neusiedler See ist die Art nach dem ersten Auftreten 1994 mittlerweile etabliert (Mikschi et al. 1998; Wolfram et al. 2002). Aus größeren Fließgewässern liegen unterschiedliche Bestandesdichten vor. So ist die Art in der Grenzmur recht häufig (Zauner et al. 2000), in der Donau östlich von Wien hingegen selten (Eberstaller et al. 2001). Eine 2007 durchgeführte stichprobenartige Erhebung der Fischfauna der Donau erbrachte keine Nachweise dieser Art in Deutschland und Österreich. Erst ab dem ungarischen Abschnitt kommt die Art vereinzelt vor (Jepsen et al. 2008; Wiesner et al. 2008).

Verbreitungskarten: siehe Anhang

Analyse der Rasterfrequenzen
Rasterfrequenzen in Deutschland:

Zeitraum Nachgewiesene Vorkommen Raster Rasterfrequenz (%)
1971 - 1980 21 18 0,15
1981 - 1990 104 90 0,76
1991 - 2000 71 141 1,20
ab 2001 270 142 1,21
gesamt 466 266 2,26

Insgesamt verfügen rund 2,3 % der Kartenraster über einen positiven Nachweis des Blaubandbärblings. Da die natürliche Ausbreitungsfähigkeit der Art eher gering ist und vor allem durch Mischbesatz mit Futterfisch erfolgt, ist die künftige Ausbreitung schwer prognostizierbar. Für Mischbesatz gibt es keinen vernünftigen Grund, er wird aber vielfach praktiziert und ist auch den Fischereigesetzen oder -verordnungen der Länder konform, da es sich in erster Linie (und so auch beabsichtigt) um einheimische Fische handelt.
In Österreich:

Zeitraum Beprobte Raster Rasternachweise Rasterfrequenz (%) Rasterfrequenz 2 (%)
1971 - 1980 4 0 0 0
1981 - 1990 113 0 0 0
1991 - 2000 433 24 0,9 5,5
ab 2001 417 63 2,4 15,1
gesamt 761 83 3,2 10,9

Im Zeitraum 1971-2007 enthielten rund 3,2 % aller Kartenraster in Österreich einen Nachweis. Gemessen an den tatsächlich beprobten Rasterfeldern, beträgt die Frequenz 10,9 %. Bei beiden Werten ist ein Anstieg in den letzten beiden Dekaden zu verzeichnen.
Da nur 83 Rasterfelder positive Nachweise erbrachten, erfolgt die Analyse auf Basis der Bioregionen nicht nach Dekaden getrennt. Auffällig sind die starken Unterschiede zwischen den Bioregionen. Pannonische Flach- und Hügelländer sowie Südöstliches Alpenvorland weisen jeweils deutlich höhere Rasterfrequenzen auf, als der Durchschnitt. Es sind dies vor allem im Osten gelegene Flach- und Hügelländer. In den übrigen Regionen sind die Rasterfrequenzen deutlich niedriger oder null.

Betrachtungseinheit Gesamt Betrachtungseinheit Gesamt
Klagenfurter Becken 55 Pannonische Flach- und Hügelländer 307
positiv 0 positiv 39
beprobt 37 beprobt 84
Rasterfrequenz(%) 0,0 Rasterfrequenz(%) 12,7
Rasterfrequenz beprobt (%) 0,0 Rasterfrequenz beprobt(%) 46,4
Mittlere und westliche Nordalpen 304 Südalpen 100
positiv 0 positiv 0
beprobt 76 beprobt 28
Rasterfrequenz(%) 0,0 Rasterfrequenz(%) 0,0
Rasterfrequenz beprobt (%) 0,0 Rasterfrequenz beprobt (%) 0,0
NördlichesAlpenvorland 204 Südöstliches Alpenvorland 167
positiv 15 positiv 14
beprobt 91 beprobt 25
Rasterfrequenz(%) 7,4 Rasterfrequenz(%) 8,4
Rasterfrequenz beprobt(%) 16,5 Rasterfrequenz beprobt(%) 56,0
Nördliches Granit- und Gneishochland 291 Zentralalpen südöstlicherTeil 340
positiv 13 positiv 2
beprobt 99 beprobt 84
Rasterfrequenz (%) 4,5 Rasterfrequenz (%) 0,6
Rasterfrequenz beprobt(%) 13,1 Rasterfrequenz beprobt(%) 2,4
Östliche Nordalpen 317 Zentralalpen zentraler Teil 540
positiv 0 positiv 0
beprobt 134 beprobt 103
Rasterfrequenz (%) 0,0 Rasterfrequenz (%)
Rasterfrequenz beprobt(%) 0,0 Rasterfrequenz beprobt(%) 0,0

2.3 Lebensraum

Diese Fischart bevorzugt Uferzonen fließender und stehender Gewässer mit dichtem Pflanzenbewuchs (Berg 1949), einschließlich Wasserstraßen und Kanäle (Adamek & Siddiqui 1997). Bevorzugte Fließgeschwindigkeiten liegen unter 7 cm.s-1 (Asaeda et al. 2005). In Österreich werden tiefere Lagen mit guter sommerlicher Erwärmung bevorzugt. Mitunter kommt diese Art in hohen Dichten in Bewässerungs- und Drainagekanälen vor. Im Rheineinzugsgebiet werden bevorzugt Altwässer besiedelt.

2.4 Status und Invasivität der Art

Die Angaben über den Etablierungsstatus in den verschiedenen Quellen stimmen größtenteils überein, ausgenommen für die Schweiz. Belgien stuft die Art als „invasiv“ ein. In der Schweiz wird die Art als etabliert eingestuft, jedoch von geringer Bedeutung (Wittenberg et al. 2005). Im österreichischen „Aktionsplan Neobiota“ wurde die Art als „potenziell invasiv“ bewertet (Essl & Rabitsch 2004). DAISIE listet sie unter den „100 of the worst“ (www.europe-aliens.org). Nach Einstufung in den Schwarzen Listen für Deutschland und für Österreich gilt die Art in beiden Ländern als „potenziell invasiv“ (Nehring et al. 2010).


Etablierungsstatus laut  www.fishbase.org1,  www.nobanis.org2,  www.europe-aliens.org (Stand Januar 2010),(A)  http://ias.biodiversity.be (jeweils Stand Januar 2010),(B) Wittenberg et al. 2005, (C) Nehring et al. 2010, (D) siehe Text.

Land Etablierungsstatus Inva-
sivität
fishbase nobanis europe-aliens andere Quellen
Belgien eingeführt (Nordsee marin-
etabliertA)
etabliert A2 (hohes Potenzial)A
Dänemark etabliert etabliert invasiv2
Deutschland etabliert etabliert etabliertC potenziel invasivC potenziell invasivC
Frankreich etabliert
Italien etabliert etabliert
Niederlande vermutlich etabliert (Nordsee marin –unbekannt)
Österreich etabliert etabliert ohne Statusangabe etabliertC potenziell invasiv
2,C,D
Polen etabliert etabliert etabliert probably some1,
invasiv2
Schweiz vermutlich etabliert unbekannt etabliert"B
probably some1
Slowakei etabliert some1
Tschechien etabliert some1
Ungarn etabliert some1

3 Auswirkungen

Die Bestände in Deutschland und Österreich gelten als etabliert; sie können bei massenhaftem Vorkommen Probleme durch Nahrungskonkurrenz verursachen.

3.1 Betroffene Lebensräume

Alle stehenden und fließenden Gewässer mit Ausnahme der alpinen Regionen, bevorzugt jedoch langsam fließende Bäche und Stillgewässer mit guter sommerlicher Erwärmung und Pflanzenbewuchs.

3.2 Tiere und Pflanzen

Mögliche Auswirkungen auf autochthone Arten reichen vom Laichraub über Nahrungskonkurrenz (Wolfram-Wais et al. 1999) bis hin zu einem parasitischen Verhalten, dem direkten Attackieren und Verletzen von größeren Fischen (Libosvarsky et al. 1990). Grundsätzlich besteht bei der Einbringung/Einschleppung faunenfremder Arten die Gefahr, dass Krankheiten und Parasiten, z. B. Spherotecum destruens (Gozlan et al. 2005) auf einheimische Arten übertragen werden. Gegen die von Gozlan et al. (2005) postulierte, vom Blaubandbärbling ausgehende latente Todesgefahr für andere Fischarten spricht, dass die Verbreitung der Art fast immer unbeabsichtigt, zusammen mit dem Besatz von Karpfen oder anderen Karpfenartigen Fischen erfolgte. Größere Teichanlagen bilden das Haupt-Vorkommensgebiet der Art, während Funde in natürlichen Gewässern oft schon nach relativ kurzer Zeit nicht mehr wiederholt werden konnten (Arnold 1990). Nicht nur in Teichanlagen kommen Blaubandbärblinge seit 1960 (Ersteinführung in Rumänien) mit zahlreichen anderen Fischarten vergesellschaftet vor, ohne dass je pathogene Effekte publiziert wurden (Arnold 1990; Rosecchi et al. 1993, 1997). Auch in natürlichen Flüssen kamen Blaubandbärblinge mit anderen Fischarten vergesellschaftet vor, wie z. B. Döbel, zeigten dort aber weniger Habitatpräferenzen als die einheimischen Arten (Beyer et al. 2007). Die Autoren konnten keine Auswirkungen auf einheimische Arten feststellen, was in völligem Gegensatz zu der von Gozlan et al. (2005) zwei Jahre zuvor reklamierten generellen Gefahr für alle Arten stand.
Es liegen Hinweise auf Veränderungen der Fischarten- und Makrozoobenthos-zusammensetzung vor (Giurca & Angelescu 1971; Zitnan & Holcik 1976; Banarescu 1999; Rosecchi et al. 1993).

3.3 Ökosysteme

Der Blaubandbärbling frisst selektiv größere Zooplanktonarten (Crustacea), was zu erhöhter Phytoplanktondichte führt und somit die Eutrophierung der Gewässer begünstigt (Adamek & Sukop 2000).

3.4 Menschliche Gesundheit

Keine Auswirkungen bekannt.

3.5 Wirtschaftliche Auswirkungen

Speziell in Karpfenteichen, wo diese Fischart mitunter hohe Dichten erreicht, kommt es zu Nahrungskonkurrenz und geringerer Produktivität (Adamek & Sukop 2000).

4 Maßnahmen

4.1 Vorbeugen

Jeglicher Besatz mit dieser Art ist zu unterlassen. Der Lebendtransport und Einsatz als Köderfisch sowie die Nachzucht als Futterfisch ist zu untersagen. Speziell aufgrund der Kleinwüchsigkeit dieser Art ist es nicht möglich, diese isoliert in Teichen zu halten, da sie selbst durch Gitterauslässe und Rohrdurchlässe entkommt. Besatzmaterial anderer Arten, inklusive Gelege, ist sorgfältig auf die „Reinheit“ zu überprüfen, um den Blaubandbärbling nicht unbeabsichtigt zu verschleppen.

4.2 Allgemeine Empfehlungen zur Bekämpfung

Präventive Maßnahmen, wie strenge Besatzrestriktion und entsprechende Exekution werden empfohlen. Selbst in kleinen, abgeschlossenen Gewässern (z. B. Baggerseen) ist eine vollständige Bestandselimination ohne Trockenlegung oder Gifteinsatz nicht möglich.
Blaubandbärblinge tolerieren kurzzeitig sogar Rothenonkonzentrationen (ein spezifisches Fischtoxin), die für andere Fischarten tödlich sind (Allen et al. 2006).

4.3 Methoden und Kosten der Bekämpfung

So nicht der gesamte Wasserkörper trocken gelegt werden kann, um die Fische zu entnehmen, kann mittels Elektrofangmethode vorgegangen werden. Es ist jedoch kaum möglich den gesamten Bestand auf diese Weise zu erfassen, lediglich eine Reduktion des Bestandes kann bewirkt werden. Eine Kostenschätzung ist nicht möglich, da diese Arbeiten personal- und geräteintensiv sind und, abhängig von den örtlichen Gegebenheiten, von sehr unterschiedlicher Effizienz gekennzeichnet sind.

5 Weiterführendes & Kontakte

5.1 Literatur & Links

  • Adamek, Z. & Siddiqui, M.A. (1997): Reproduction parameters in a natural population of topmouth gudgeon Pseudorasbora parva, and its consequences and food characteristics with respect to sex dissimilarities. Polish Archives of Hydrobiology 44: 145-152.
  • Adamek, Z. & Sukop, I. (2000): Vliv střevličky východni (Pseudorasbora parva) na parametry rybničniho prostředi. Biodiverzita ichtiofauny ČR 3: 37-43.
  • Ahnelt, H. & Tiefenbach, O. (1991): Zum Auftreten des Blaubandbärbling (Pseudorasbora parva) (Teleostei: Gobioidae) in den Flüssen Raab und Lafnitz. Österreichs Fischerei 1: 19-26.
  • Allen, Y., Kirby, S., Copp, G.H. & Brazier, M. (2006): Toxicity of rotenone to topmouth gudgeon Pseudorasbora parva for the species’ eradiction from a tarn in Cumbria. Fisheries Management and Ecology 13: 337-340.
  • Arndt, G.-M., Gessner, J. & Raymakers, C. (2002): Trends in farming, trade and occurrence of native and exotic sturgeons in natural habitats in Central and Western Europe. Journal of Applied Ichthyology 18: 444-448.
  • Arnold, A. (1985): Pseudorasbora parva (Schlegel 1842) nun auch in der DDR! Z. Binnenfisch. DDR 32: 182-183.
  • Arnold, A. (1990): Eingebürgerte Fischarten, Die Neue Brehm Bücherei; A. Ziemsen Verlag, Wittenberg Lutherstadt, 144 pp.
  • Asaeda, T., Trung, V.K. & Manatunge, J. (2005): Effects of flow velocity on feeding behavior and microhabitat selection of Pseudorasbora parva: a trade-off between feeding and swimming costs. Transactions of the American Fisheries Society 134: 537-547.
  • Banarescu, P.M. (1999): The Freshwater Fishes of Europe – Vol. 5/I Cyprinidae 2/I; AULA-Verlag, Wiesbaden.
  • Barus, V., Kux, Z. & Libosvarsky, J. (1984): On Pseudorasbora parva (Pisces) in Czechoslovakia. Folia Zoologica 33: 5-18.
  • Berg, L.S. (1949): Ryby presnych vod SSSR i sopredelnych stran. 2. Izd. AN SSSR, Moskva-Leningrad, pp. 477-925.
  • Beyer, K., Copp, G.H. & Gozlan, R.E. (2007): Microhabitat use and interspecific associations of introduced topmouth gudgeon Pseudorasbora parva and native fishes in a small stream. Journal of Fish Biology 71: Suppl. D: 224-238.
  • Eberstaller, J., Pinka, P. & Honsowitz, H. (2001): Überprüfung der Funktionsfähigkeit der Fischaufstiegshilfe am Donaukraftwerk Freudenau. Schriftenreihe der Forschung im Verbund, Bd. 68.
  • Essl, F. & Rabitsch, W. (2004): Österreichischer Aktionsplan zu gebietsfremden Arten (Neobiota). Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Wien, 28 pp.
  • Füllner, G., Pfeifer, M. & Zarske, A. (2005): Atlas der Fische Sachsens. Rundmäuler – Fische – Krebse. Sächsische Landesanstalt für Landwirtschaft & Museum für Tierkunde, Dresden.
  • Gessner, J., Arndt, G.-M., Tiedemann, R., Bartel, R. & Kirschbaum, F. (2006): Remediation measures for the Baltic sturgeon: status reviews and perspectives. Journal of Applied Ichthyology 22, Suppl. 1: 23-31.
  • Giurca, R. & Angelescu, N. (1971): Consideratii privinid biologia sia aria de raspindire geografica a cyprinidului Pseudorasbora parva (Schlegel) in apele Romaniei. Bul. Cercet. Piscicole, 30: 99-109.
  • Gozlan, R.E., St-Hilaire, S., Feist, S.W., Martin, P. & Kent, M.L. (2005): Disease threat to European fish. Nature 435: 1046.
  • Honsig-Erlenburg, W. & Petutschnig, W. (2002): Fische, Neunaugen, Flusskrebse, Großmuscheln. Sonderreihe des Naturwissenschaftlichen Vereins für Kärnten, Klagenfurt, 257 pp.
  • Jepsen, N., Wiesner, C. & Schotzko, N. (2008): Fish. In: Liška, I., Wagner, F. & Slobodník, J. (eds) Joint Danube Survey. Final Scientific Report. International Commission for the Protection of the Danube River, Wien, pp. 72-81.
  • Lelek, A. & Buhse, G. (1992): Fische des Rheins – früher und heute. Springer, Heidelberg, 214 pp.
  • Libosvarsky, J., Barus, V. & Sterba, O. (1990): Facultative Parasitism of Pseudorasbora parva (Pisces). Folia Zoologia 39: 355–360.
  • Mikschi, E. (2002): Fische (Pisces). In: Essl, F. & Rabitsch, W. (eds) Neobiota in Österreich. Umweltbundesamt, Wien, pp. 197–204.
  • Mikschi, E., Wolfram, G., Wolfram-Wais, A. & Hain, A. (1998): On the ecology of Pseudorasbora parva in Neusiedler See (Austria) (Abstract). Internat. Congr. Shallow Lakes, Berlin.
  • Nehring, S., Essl, F., Klingenstein, F., Nowack, C., Rabitsch, W., Stöhr, O., Wiesner, C. & Wolter, C. (2010): Schwarze Liste invasiver Arten: Kriteriensystem und Schwarze Listen invasiver Fische für Deutschland und für Österreich. BfN-Skripten, in Druck.
  • Pinka, P. (1998): Fischökologische Bedeutung des Altarms Schönbühel. Diplomarbeit an der Universität für Bodenkultur, 98 pp.
  • Rosecchi, E., Crivelli, A. & Catsadorakis, G. (1993): The establishment and impact of Pseudorasbora parva, an exotic fish species introduced into Lake Mikri Prespa (north-western Greece). Aquatic Conservation: Marine and Frshwater Ecosystems 3: 223-231.
  • Rosecchi, E., Poizat, G. & Criv