Bestandsdichte und räumliche Verteilung von Wildtieren auf der ...

Bestandsdichte und räumliche Verteilung von
Wildtieren auf der Farm Okomitundu, Namibia mit
Schwerpunkt auf den Huftieren
Bachelorarbeit im Fachbereich Biologie an der Rheinischen Friedrich-Wilhelms-
Universität Bonn
Vorgelegt von
Julian Kokott
Bonn, November 2012

Die vorliegende Arbeit wurde am Zoologischen Forschungsmuseum
Alexander Koenig in Zusammenarbeit mit der Rheinischen
Friedrich-Wilhelms-Universität Bonn angefertigt.
Referentin: Dr. Renate van den Elzen
Koreferentin: Dr. Vera Schlüssel
Julian Kokott 2012
Matrikel-Nr.: 2140820
Biologie B.Sc.
Anschrift: Neustr. 41
53225 Bonn
E-Mail: s5jukoko@uni-bonn.de
Titelbild von links nach rechts: Dornbuschsavanne und Granitkuppen, männliches
Steinböckchen, Erdferkel auf dem Foto einer Kamerafalle (D. Kuriakose), Trockenflussbett
und Galeriewald.

Inhaltsverzeichnis
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Inhaltsverzeichnis
Inhaltsverzeichnis .................................................................................................................. 1
1. Einleitung .......................................................................................................................... 3
1.1 Ziel der Arbeit und Fragestellungen ............................................................................. 3
1.2 Untersuchungsgebiet ................................................................................................... 5
1.2.1 Landschaftsräume ................................................................................................. 5
1.2.2 Klima ..................................................................................................................... 6
1.2.3 Vegetation und Biome ........................................................................................... 6
1.2.4 Farmmanagement ................................................................................................. 8
1.2.5 Umzäunung des Farmgebietes .............................................................................. 8
1.2.6 Wasserstellen .......................................................................................................10
1.2.7 Säugetierfauna .....................................................................................................11
1.3. Erfassung von Wildtierbeständen ...............................................................................15
1.3.1 Grundlagen des „Distance-Sampling“ ...................................................................16
1.3.2 Grundlagen des „Camera-Trapping“ .....................................................................19
1.3.3 Grundlagen von Helikopterzählungen ...................................................................20
2. Material und Methoden .....................................................................................................21
2.1 „Distance-Sampling“ mit Linientransekten ...................................................................22
2.1.1 Streckenführung der Transekte und Sampling-Aufwand .......................................23
2.2 „Camera-Trapping“ .....................................................................................................25
2.3. Helikopterzählung ......................................................................................................27
2.4 Statistische Auswertung und Software ........................................................................27
2.4.1 Software DISTANCE 6.0 ......................................................................................27
2.4.2 „Relative Abundance Index” (RAI) ........................................................................28
2.4.3 Software SPSS 15.0 .............................................................................................29
2.4.4 Software ArcGIS 10 ..............................................................................................29
3. Ergebnisse .......................................................................................................................30
3.1 „Distance-Sampling“ und Software DISTANCE ...........................................................31
3.2 „Camera–Trapping“ .....................................................................................................43
3.2.2 „Relative Abundance Index“ (RAI) ........................................................................45
3.3 Helikopterzählung .......................................................................................................56
3.3.1 Helikopterzählung 2008 ........................................................................................56
3.3.2 Helikopterzählung 2011 ........................................................................................56
3.4 Vergleich der Ergebnisse ............................................................................................57
4. Diskussion ........................................................................................................................59
5. Ausblick ............................................................................................................................63
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Inhaltsverzeichnis
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6. Zusammenfassung ...........................................................................................................64
7. Literaturverzeichnis ..........................................................................................................66
Tabellenverzeichnis ..............................................................................................................72
Abbildungsverzeichnis ..........................................................................................................73
A Danksagung ......................................................................................................................75
B Anhang .............................................................................................................................76
C Erklärung ........................................................................................................................ 106
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Einleitung
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1. Einleitung
Die Kenntnis von Bestandszahlen biologischer Populationen ist für das Verständnis
ökologischer Zusammenhänge fundamental. Zudem bilden Bestandszahlen auch die Basis
für die Erarbeitung von Wildtiermanagementplänen (CASSEY & MCARDLE 1999). Durch
vermehrte Schutzbemühungen und ein wachsendes Bewusstsein für nachhaltigen Umgang
mit Wildtierpopulationen gewinnen Methoden zur Schätzung von Beständen zunehmend an
Bedeutung. Vielfältige ökologische Fragestellungen haben Bestandsgrößen und räumliche
Verteilung der Arten zum Thema (KREBS 1985, SOULÉ 1986). Darüber hinaus können
Wildtierzählungen als einer der wichtigsten Bestandteile eines effektiven
Wildtiermanagements angesehen werden. Unter Wildtiermanagement versteht man die
Beeinflussung oder den Schutz einer wild lebenden Tierpopulation. Durch diesen Einfluss
können Schäden wie Bodenerosion, Ausbreitung von Krankheiten oder geringe Geburtenrate
vermieden werden (BOTHMA 2002, DEDEKIND 2011). Dies gilt insbesondere für die
Aufrechterhaltung von Nachhaltigkeitskriterien und für die Berechnung der Bestockungsrate
mit Wildtieren innerhalb von Farmgebieten (NORTON-GRIFFITHS 1978).
Innerhalb der vergangenen Jahrzehnte haben sich zahlreiche Methoden zur Erfassung der
Wildtierdichte etabliert (NORTON-GRIFFITHS 1978, BURNHAM et al. 1980, BUCKLAND et al. 1993,
BOTHMA 2002, SUTHERLAND 2006, ROWCLIFFE 2008). Die Auswahl der Methoden ist abhängig
von den zu untersuchenden Arten, richtet sich nach der Größe und Beschaffenheit des
Untersuchungsgebietes und ist abhängig von der Fragestellung wie auch vom zur Verfügung
stehenden Budget (SUTHERLAND 2006).
Die vorliegende Arbeit beschäftigt sich mit der Bestandsdichte und räumlichen Verteilung
von Arten, die im Beutespektrum von Prädatoren eine Rolle spielen. Als
Untersuchungsgebiet dient die Farm Okomitundu in Namibia (siehe 1.3). Im Rahmen meiner
Bachelorarbeit habe ich das Artenspektrum sowie die Bestandsdichte der als Beutetiere
relevanten Arten, insbesondere die der Huftiere (Ungulata) ermittelt.
Seit Februar 2010 betreibt das Zoologische Forschungsmuseum Alexander Koenig (ZFMK)
auf der Jagd -und Gästefarm Okomitundu die Feldstation „Wildlife Research Okomitundu“
(WRON). In einer übergreifenden Initiative des „Otjimbingwe Area Research Center“
(OTARC) beteiligt sich das ZFMK mit seiner Feldstation als deutscher Partner an der
Erarbeitung nachhaltiger Lösungen für die Nutzung von Weideland. Vorgegebene
Forschungsziele des ZFMK sind „die Vielfalt an Arten auf Farmland zu erhalten und zu
schützen, Interaktionen zwischen Mensch und Tier zu erfassen und zu verstehen“ (VAN DEN
ELZEN & KURIAKOSE 2011). Die vorliegende Arbeit ist Teil dieses Forschungsvorhabens.
1.1 Ziel der Arbeit und Fragestellungen
Ziel dieser Arbeit ist es, das Spektrum derjenigen Arten zu erfassen, die für die im Bereich
des Untersuchungsgebietes lebenden Prädatoren eine wichtige Rolle als Beutetiere spielen.
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Einleitung
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Zu diesen zählen neben einigen kleineren Arten insbesondere der Leopard Panthera pardus
(LINNAEUS 1758) und die Braune Hyäne Parahyaena brunnea (THUNBERG 1820). Darüber
hinaus sollen Bestandsdichten und Gesamtbestände der als Beutetiere relevanten Arten
ermittelt werden. Das Untersuchungsgebiet untergliedert sich in zwei Teilbereiche, die sich
durch die Art der Umzäunung voneinander unterscheiden: Ein Teilgebiet ist von einem
wildsicheren Zaun umgeben, das andere von einem Viehzaun (siehe auch Kap. 1.2.5). Es
wird davon ausgegangen, dass der vom wildsicheren Zaun umgebene Bereich ein anderes
Artenspektrum aufweist als der „offene“ Bereich. In Hinblick darauf sollen folgende
Fragestellungen beantwortet werden:
1. Wie viele und welche Arten können mit den gewählten Methoden erfasst werden?
Es soll ein Überblick über die im Untersuchungsgebiet erfassten Arten potentieller
Beutetiere gegeben werden.
2. Für welche Arten sind die gewählten Methoden geeignet?
Es soll gezeigt werden, inwieweit die Methoden geeignet sind, qualitative und
quantitative Aussagen zu machen.
3. Wie häufig sind diese Arten? Wie groß ist ihre Dichte?
Soweit möglich sollen Angaben zu Gesamtbeständen und der Dichte der Zielarten
gemacht werden.
4. Können mit Hilfe der gewählten Methoden Unterschiede zwischen den beiden
Teilgebieten erfasst und dargestellt werden? Worin liegen die Unterschiede genau?
Wie signifikant sind diese Unterschiede?
5. Wie sind die Arten räumlich verteilt? Was könnte das Verteilungsmuster erklären?
Die räumliche Verteilung der Zielarten im Untersuchungsgebiet soll visualisiert und
diskutiert werden.
6. Kommen unterschiedliche Methoden zu unterschiedlichen oder zu gleichen
Ergebnissen? Was sind die möglichen Ursachen?
Diese Fragen stehen jedoch nicht nur in Zusammenhang mit grundlegenden
Forschungszielen des ZFMK in Namibia, sie sind auch für ein bestehendes
Dissertationsvorhaben relevant. Hierbei untersucht DANY KURIAKOSE Populationsstatus und
Nahrungsökologie der Braunen Hyäne, einem vergleichsweise wenig untersuchten Prädator
(VAN DEN ELZEN & KURIAKOSE 2011), auf Farmland in Namibia. Das Untersuchungsgebiet der
vorliegenden Arbeit ist auch Ausgangspunkt ihrer Untersuchungen. Um die Interaktion der
Braunen Hyäne mit anderen im Bereich der Farm lebenden Prädatoren besser verstehen zu
können, ist es bedeutsam, die potentiellen Beutetierarten dieser Prädatoren zu untersuchen.
Daher steht hier insbesondere die Bestandsdichte der Beutetiere im Vordergrund, die
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Einleitung
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vermutlich die Bestandsdichte der Prädatoren im Untersuchungsgebiet wesentlich
mitbestimmt. In diesem Sinne ist die vorliegende Arbeit in das Dissertationsvorhaben von D.
KURIAKOSE eingegliedert.
1.2 Untersuchungsgebiet
Untersuchungsgebiet ist die Farm Okomitundu in Namibia. Die 18.000 ha große Jagd- und
Gästefarm liegt ca. 167 km nordwestlich der Landeshauptstadt Windhoek in der Region
Erongo im Kreis Omaruru. Die zentralen Koordinaten der Farm sind 22º 10'086" südlicher
Breite und 16º 18' 087" östlicher Länge (KEMP 2010, online) (Abb. 1).
Abb. 1: Namibia. Die Lage des Untersuchungsgebietes ist durch den roten Pfeil gekennzeichnet.
Verändert nach Encyclopædia Britannica,
Abgerufen am. 21.05.2012
1.2.1 Landschaftsräume
Im Westen Namibias wird der Küstenstreifen ganz von der Küstenwüste Namib
eingenommen, die sich als 1900 km langer und bis 160 km breiter Streifen von Angola über
die Nordgrenze Namibias am Kunene bis zur Südgrenze am Oranje erstreckt (LOGAN 1960).
In West-Ost-Richtung steigt der Küstenstreifen auf ca. 600 m NN an und wird nach Osten
durch die Große Randstufe begrenzt, deren Schichtstufen auf über 2000 m NN reichen.
Richtung Osten senkt sich die Große Randstufe zum Zentralen Hochland ab, das ins
sandgefüllte Becken der Kalahariwüste übergeht, ein Teil der zentralen Beckenlandschaft
des südlichen Afrika. In Zentralnamibia, im Bereich zwischen dem 19. und 23. Breitengrad,
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Einleitung
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ist die Randstufe über mehrere hundert Kilometer erodiert, wodurch eine schiefe,
kontinuierlich ansteigende Ebene, die sogenannte Randstufenlücke entsteht (GRÜNERT
2005).
Das Untersuchungsgebiet ist am Südrand der Randstufenlücke gelegen, einem Bereich, der
im Übergang zwischen dem Küstenstreifen, der Großen Randstufe und dem Zentralen
Hochland liegt. Die Landschaft wird von den besonders markanten 650-500 Mio. Jahre alten
Damara-Granitintrusionen durchzogen, die als Kuppen hervortreten (GRÜNERT 2005). Die
höchste Erhebung auf der Farm ist die mit 1660 m NN gelegene „Kuduspitze“, welche sich
etwa 400 m über die umgebende Fläche erhebt (KEMP 2010, online).
1.2.2 Klima
Grundsätzlich wird das Klima Namibias vom subtropischen Hochdruckgürtel bestimmt, in
dem alle Klimalandschaften des Landes liegen. Eine Verlagerung der Südlichen
Innertropischen Konvergenz (SITC) bedingt jährliche bis in die Landesmitte reichende
mosaikartige Regenschauer zwischen den Monaten November und April, die selten bis in
den Süden des Landes vordringen und seine Trockenheit erklären.
Die Farm Okomitundu liegt im Übergangsbereich zwischen semiaridem Tropenklima und
Halbwüsten- bis Wüstenklima der warmgemäßigten Subtropenzone (DIGITALER ATLAS VON
NAMIBIA, Universität Köln, online, ohne Jahr). Während in den Monaten November bis April
mosaikartige Regenschauer auftreten, bleibt es die übrige Zeit des Jahres trocken.
Durchschnittlich kann im Osten der Region Erongo, in der Okomitundu liegt, mit einem
jährlichen Niederschlag von 200-300 mm gerechnet werden. Diese Werte können jedoch
starken Schwankungen unterliegen, wie das überdurchschnittlich regenreiche Jahr 2011 mit
800 mm Niederschlag auf Okomitundu gezeigt hat (VAN DEN ELZEN & KURIAKOSE 2011).
Während die durchschnittlichen Maximaltemperaturen zwischen Oktober und März bei 30°C
oder darüber liegen, ist es zwischen April und September kühler. Insbesondere die
durchschnittlichen Minimaltemperaturen liegen in dieser Zeit bei nur noch 7°C. Das Gelände
ist von zahlreichen Trockenflussbetten, sogenannten Rivieren (afrikaans: „Fluss“)
durchzogen, die nur in Abhängigkeit von lokalen Regenereignissen während des Sommers
Wasser führen.
1.2.3 Vegetation und Biome
Das Untersuchungsgebiet liegt im Bereich der Baum- und Strauchsavanne, nahe der Grenze
zur Nama-Karoo. Hier bestimmt die für die Region typische xeromorphe Savannenvegetation
das Landschaftsbild (Abb. 2 und 3). Charakteristische Arten sind der Schäferbaum (Boscia
albitrunca), der Trompetendorn (Catophractes alexandri), sowie mehrere Acacia-Arten, wie
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Einleitung
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bspw. A. erubescens, A. erioloba und A. gerrardii (FÖRSTER & FÖRSTER 2008). Im Bereich
des Untersuchungsgebietes können sieben verschiedene Vegetationsformen unterschieden
werden (KOZAK, MANEKE & PADBERG 2006 in FÖRSTER & FÖRSTER 2008) (Abb. 4). Offene
Dornbuschsavanne stellt die vorherrschende Vegetation dar, gefolgt von Baum- und
Strauchsavanne. Darüber hinaus sind kleinere Bereiche der Farm von montaner Vegetation,
offenem und geschlossenem Waldland, geschlossener Dornbuschsavanne und Galeriewald
bedeckt (KOZAK, MANEKE & PADBERG 2006 in FÖRSTER & FÖRSTER 2008). In den
vergangenen fünf Jahren haben sich die geschlossene Dornbuschsavanne sowie die Baum-
und Strauchsavanne ausgebreitet (GÜNTHER 2011, unveröffentlicht). Hierin spiegelt sich der
Trend zur Verdichtung der Vegetation und zur Verbuschung wider. (vgl. KEMPF 1994,
WAGENSEIL 2008, WARD 2005).
Abb. 2: Dornbuschsavanne mit Blick auf die Kudu-
spitze.
Abb. 3: Trockenflussbett mit angrenzendem
Galeriewald.
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Einleitung
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.
Abb. 4: Vegetation der Farm Okomitundu (KOZAK, MANEKE & PADBERG 2006 in FÖRSTER & FÖRSTER
2008)
1.2.4 Farmmanagement
Die Farm Okomitundu wurde im Jahre 1903 von der aus Deutschland stammenden Familie
Hälbich gegründet und bis Anfang der 1990er Jahre als Rinderfarm extensiv bewirtschaftet.
Zu Beginn der 1990er Jahre wurde die Farm dann umstrukturiert. Heute werden nur noch ca.
60-80 Rinder und ca. 185 Ziegen in einem ca. 2000 ha großen umzäunten Bereich nahe der
Wirtschaftsgebäude im Ostteil der Farm gehalten. Dieser Bestand dient nebenerwerblich der
Deckung des Fleisch-, Milch- und Käsebedarfs. Hinzu kommen noch ca. 20 Pferde, die sich
in der unmittelbaren Umgebung der Farmgebäude aufhalten. Die Haupteinnahmequelle stellt
der Jagd- und Gästebetrieb dar (KEMP 2011, mdl.). Über das gesamte Farmgebiet verteilt
finden sich Sand- oder Schotterwege, die es ermöglichen, vom zentral gelegenen Farmhaus
alle Bereiche der Farm mit einem geländegängigen Fahrzeug in wenigstens einer halben
Stunde zu erreichen.
1.2.5 Umzäunung des Farmgebietes
Die Art der Umzäunung gliedert die Farm in einen 95 km 2 großen westlichen und einen 85
km 2 großen östlichen Bereich. Diese beiden werden von der öffentlichen Sandpiste D1976
getrennt. Im äußersten Osten verläuft darüber hinaus die öffentliche Sandpiste D1958. Der
westliche Teil ist von einem 2,25 m hohen Zaun umgeben, der sich durch eine besondere
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Einleitung
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Stabilität und Undurchlässigkeit auszeichnet (Abb. 5): Zwischen in einem Abstand von 20 m
in den Untergrund eingelassenen hölzernen Pfählen mit einem Durchmesser von ca. 15 cm
sind in einem Abstand von 8–24 cm horizontale Drähte bis auf Bodenniveau gespannt, in die
in regelmäßigen Abständen vertikale Holzpfähle von ca. 5 cm Dicke eingeflochten sind. In
den Boden eingelassene Eisenstangen verstärken die Konstruktion zusätzlich. Durch diesen
speziellen Aufbau kann der Zaun weder von hochspringenden Antilopen wie dem Großen
Kudu Strepsiceros zambesiensis (LORENZ 1894) oder der Elenantilope Taurotragus oryx
(PALLAS 1766) noch von „kriechenden“ Arten wie der Südlichen Oryx Oryx gazella (LINNAEUS
1758) passiert werden. Es kann jedoch als sicher gelten, dass auf der Farm heimische
Prädatoren, der Tschakma-Pavian Papio cynocephalus ursinus (KERR 1792) und Arten mit
einer Körpergröße unter 60 cm den Zaun erfolgreich queren. Auch Taxa, die zum Graben
befähigt sind wie bspw. Warzenschwein Phacochoerus africanus sundevallii, LÖNNBERG
1908 und Erdferkel Orycteropus afer albicaudus, ROTHSCHILD 1907 gelangen bei günstiger
Bodenbeschaffenheit unter dem Zaun hindurch.
Abb. 5: Aufbau des Wildtierzauns.
Der östliche Teil hingegen ist ausschließlich von einem Viehzaun umgeben, der mit einer
durchschnittlichen Höhe von 1,5 m und weniger dicht gespannten horizontalen Drähten von
allen dort lebenden Arten gequert werden kann. Durch diese vom Farmmanagement
geschaffenen Grundvoraussetzungen können Huftiere (>60 cm) das westliche Gebiet weder
verlassen noch besiedeln, wohingegen der östliche Bereich zum Umland hin geöffnet ist.
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Einleitung
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Hieraus ergibt sich eine Untergliederung des Untersuchungsgebietes in zwei Teilgebiete:
Das westliche, vom Wildtierzaun umgebene Gebiet (95 km 2 ) und das östliche offene Gebiet
(85 km 2 ). An seiner nördlichen Grenze schließt der Wildtierzaun einen Bereich aus (Abb. 6).
Hierbei handelt es sich um eine 5,54 km 2
große gebirgige Region, die die Kuduspitze
miteinschließt. Dieser Teilbereich gehört nicht zum Untersuchungsgebiet.
1.2.6 Wasserstellen
Bedingt durch das semiaride Klima und eine relativ hohe Sickerwasserrate existieren auf
Okomitundu keine permanenten, offenen Wasserstellen. Aufgrund dieser Verhältnisse
begann man bereits zu Beginn des 20. Jahrhunderts, mittels Erdwällen Rückhaltebecken an
den periodischen Flussläufen anzulegen, die sich in Abhängigkeit von der
Niederschlagsmenge temporär mit Wasser füllen und dem Vieh als Tränken dienten. Auf
Okomitundu existieren sechs solcher Dämme im Osten und drei im Westen.
Darüber hinaus existieren auf Okomitundu 11 künstliche Wasserstellen (Abb. 6).
Abb. 6: Farmgebiet Okomitundu. Wasserstellen sind als blaue Punkte dargestellt.
Diese speisen sich entweder aus Grundwasservorkommen, die mit Wind- oder
Dieselmotoren angezapft werden, oder aus einer Pipeline, die sich von Osten nach Westen
durch das gesamte Farmgebiet zieht. Diese Leitung hat ihren Ursprung am südwestlich von
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Einleitung
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Okahandja gelegenen Swakoppoort-Staudamm und versorgt hauptsächlich die Navachab-
Mine sowie Karibib mit Wasser (NAMWATER 2006). Von dieser Pipeline wird Rohwasser
entnommen und zu den Tränken gepumpt (KEMP 2011, mdl.).
1.2.7 Säugetierfauna
Im Untersuchungsgebiet konnten bisher 41 Säugetier-Arten nachgewiesen werden. (Tab. 1)
(FÖRSTER & FÖRSTER 2008). Von diesen 41 Arten können 26 zu den potentiellen Beutetieren
der im Untersuchungsgebiet lebenden Prädatoren gezählt werden (LINNARTZ 2011, VAN DEN
ELZEN 2012, mdl.). In der vorliegenden Arbeit liegt der Schwerpunkt auf diesen Spezies–sie
werden als Zielarten bezeichnet. Als einzige Ausnahme aus der Klasse der Vögel soll auch
der Südafrikanische Strauß Struthio camelus australis, GURNEY, 1868 miteinbezogen
werden, sodass insgesamt 27 Zielarten betrachtet werden.
Wurden bei Taxa Unterarten beschrieben, die im Bereich des Untersuchungsgebietes
heimisch sind, so wurden die Unterarten anstelle der Arten genannt.
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Einleitung
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Tab. 1: Säugetierspezies auf Okomitundu. Die potentiellen Beutetiere der Braunen Hyäne sind
unterstrichen. Ausgewilderte Arten sind mit * gekennzeichnet (verändert nach FÖRSTER & FÖRSTER
2008).
Ungulata (nach Familien)
Suidae
Warzenschwein
(Phacochoerus africanus sundevallii)
Nicht-Ungulata (nach Ordnungen)
Primates
Tschakma-Pavian
(Papio cynocephalus ursinus)
Equidae
Hartmann-Bergzebra (Equus zebra hartmannae)
Pholidota
Steppenschuppentier (Manis temminckii)
Bovidae
Damara-Dikdik (Madoqua damarensis)
Elenantilope (Taurotragus oryx) *
Ellipsen-Wasserbock (Kobus ellipsiprymnus) *
Großer Kudu (Strepsiceros zambesiensis)
Impala (Aepyceros melampus) *
Kaama-Kuhantilope (Alcelaphus caama) *
Kalahari-Springbock (Antidorcas hofmeyri) *
Kap-Klippspringer (Oreotragus oreotragus)
Kronenducker (Sylvicapra grimmia steinhardti)
Steinböckchen (Raphicerus campestris steinhardti)
Streifengnu (Connochaetes taurinus) *
Südliche Oryx (Oryx gazella)
Weißschwanzgnu (Connochaetes gnou) *
Giraffidae
Giraffe (Giraffa camelopardalis) *
Orycteropodidae
Erdferkel (Orycteropus afer albicaudus)
Procaviidae
Klippschliefer (Procavia capensis welwitschii )
Carnivora
Braune Hyäne (Parahyaena brunnea)
Erdwolf (Proteles cristata)
Fuchsmanguste (Cynictis penicillata)
Gepard (Acinonyx jubatus)
Honigdachs (Mellivora capensis)
Kap-Fuchs (Vulpes chama)
Karakal (Caracal caracal)
Kleinfleckgenette (Genetta genetta)
Leopard (Panthera pardus)
Löffelhund (Otocyon megalotis)
Rotes Schlankichneumon (Galerella sanguinea)
Schabrackenschakal (Canis mesomelas)
Wildkatze (Felis silvestris)
Zebramanguste (Mungos mungo)
Zorilla (Ictonyx striatus)
Rodentia
Buschhase (Lepus saxatilis)
Springhase (Pedetes capensis)
Südafrikanisches Stachelschwein
(Hystrix africaeaustralis)
Kap-Borstenhörnchen (Xerus inauris)
Erdmännchen (Suricata suricatta)
Ockerfuß-Buschhörnchen (Paraxerus cepapi)
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Einleitung
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Um Besuchern und Gästen ein breiteres Artenspektrum zur Beobachtung und Trophäenjagd
anbieten zu können, wurden seit einigen Jahren im westlichen „high-fenced“-Bereich
verschiedene Arten aktiv angesiedelt. Eingekauft und ausgewildert wurden Arten, die
entweder in dieser Region ausgestorben waren, aber auch andere, die selbst in historischer
Zeit das Gebiet nie besiedelt hatten und das heutige Artenspektrum der Farm erhöhen. Im
Gegenzug werden aber auch Individuen einzelner Arten lebend gefangen und an andere
Farmen verkauft.
Die meisten Arten wurden innerhalb der vergangenen sechs Jahre ausgesetzt. So wurden
2006 oder 2007 40 Kaama-Kuhantilopen Alcelaphus caama (GEOFFROY SAINT-HILAIRE,
1803) ausgesetzt, 2007 oder 2008 kamen ca. 20 Ellipsen-Wasserböcke Kobus
ellipsiprymnus (OGILBY 1833) dazu, im Jahr 2010 weitere 17 Tiere. 2007 wurden 45
Elenantilopen ausgesetzt. Zwei weibliche Giraffen Giraffa camelopardalis (LINNAEUS 1758)
wurden 2009 ausgesetzt, es folgten drei weitere Weibchen sowie drei Männchen im Jahr
2011, sodass der aktuelle Bestand exakt acht Tiere beträgt. Im Jahr 2010 wurden 32
Weißschwanzgnus Connochaetes gnou (ZIMMERMANN 1780) in den „high-fenced“-Bereich
entlassen, unter ihnen vier Männchen und 28 weibliche Individuen. Im selben Jahr kamen zu
einem viel früher ausgewilderten Vorkommen von Streifengnus Connochaetes taurinus
(BURCHELL, 1824) zwei Bullen dazu. Auch die im westlichen Bereich lebenden Impalas
Aepyceros melampus (LIECHTENSTEIN 1812) wurden dorthin ausgewildert, jedoch liegen
hierzu keine genaueren Angaben vor (KEMP 2011 mdl.).
Stellvertretend für die aufgeführten Zielarten stehen sechs Taxa, die als typische Bewohner
der vorgestellten Savannenlandschaft gelten können (Abb. 7-12):
Abb. 7: Der Große Kudu zeichnet sich durch ein
braunes Fell mit feinen vertikalen Streifen aus.
Die Männchen tragen geschraubte Hörner.
.
Abb. 8: Bei der Südlichen Oryx tragen
beide Geschlechter lange spitze Stangen.
Die schwarze Fellzeichnung ist sehr markant.
.
13

Einleitung
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.
Abb. 9: Steinböckchen Raphicerus campestris
steinhardti (ZUKOWSKI 1924) leben solitär oder als
Paar bevorzugt im Dickicht. Nur Männchen tragen
gerade spitze Hörner.
Abb. 10: Als einzige Art innerhalb der Suidae
ist das Warzenschwein auch in offener
Landschaft anzutreffen.
Abb. 11: Hartmann-Bergzebras Equus zebra Abb. 12: Giraffen wurden in historischer Zeit
hartmannae MATSCHIE, 1898 bevorzugen
im Bereich des Untersuchungsgebietes
gebirgige Regionen, suchen jedoch zum Trinken ausgerottet. In den vergangenen Jahren
täglich Wasserstellen auf. wurde die Art hier jedoch erfolgreich
wiederangesiedelt.
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Methoden
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1.3. Erfassung von Wildtierbeständen
Zur Ermittlung von Wildtierbeständen wurden zahlreiche unterschiedliche Methoden
entwickelt. Man kann grundsätzlich zwischen (1) absoluten und relativen Methoden,
zwischen (2) Methoden vom Boden und von der Luft aus und zwischen (3) direkten und
indirekten Methoden unterscheiden (SUTHERLAND 2006).
Vom Boden aus können sogenannte „Field strip counts“ angewandt werden, um auf
kleineren Flächen die Zahl von Wildtieren direkt und absolut zu ermitteln, auf größeren
Flächen eine Hochrechnung von innerhalb eines festgelegten Streifens gesichteten
Individuen auf das gesamte Gebiet vorzunehmen (direkte, relative Methode). Hierbei
bewegen sich mehrere Beobachter zu Fuß parallel zueinander über das
Untersuchungsgebiet. Die Routen können einmal oder, um die Genauigkeit zu erhöhen,
mehrmals abgegangen werden (BOTHMA 2002).
Auch bei den „Road Strip Counts“ erfolgt eine Hochrechnung der Anzahl gesichteter
Individuen auf die Gesamtfläche, allerdings von Straßen bzw. Wegen aus (direkte, relative
Methode). Es wird zu Grunde gelegt, dass alle Individuen im Bereich der betrachteten Fläche
(dem Streifen links und rechts des Weges) gesichtet werden (BOTHMA 2002).
Verschiedene distanzbasierte Methoden sind um eine Verbesserung der Hochrechnung
bemüht, indem in die Berechnung miteinbezogen wird, dass die Wahrscheinlichkeit für eine
Sichtung mit zunehmendem Abstand von einer Linie auch innerhalb der untersuchten Fläche
abnimmt. Diese Methoden werden zusammenfassend als „Distance Sampling“ bezeichnet
(direkte, relative Methoden) (BUCKLAND et al. 1993). Hierzu zählen Punkt- wie auch
Linientransekte. Während sich der Beobachter bei den Linientransekten entlang der Linie
bewegt, verharrt er bei den Punkttransekten an zuvor festgesetzten Orten.
Bei den „Track Counts“ werden Fußspuren einer Zielart gezählt, während bei den „Pellet
Counts“ Faeces der Zielarten gesammelt werden. Bei diesen beiden handelt es sich um
indirekte Methoden, bei denen zahlreiche Faktoren wie Reviergröße, Defäkationsrate und
Fortbewegungsgeschwindigkeit mit in Betracht gezogen werden müssen (NEFF 1968,
CONNOLLY 1981, SUTHERLAND 2006).
Auch beim Fang-Wiederfang handelt es sich um eine indirekte, relative Methode, die jedoch
im Gegensatz zu den nicht-invasiven „Track Counts“ das Fangen und Markieren von
Individuen voraussetzt (OTIS et al. 1978, POLLOCK et al. 1990).
Beim „Camera-Trapping“ handelt es sich um eine relativ neue indirekte Methode, die es mit
Hilfe einer Individualerkennung ermöglicht, die Bestände in absoluten Zahlen anzugeben
(KARANTH & NICHOLS 1998; TROLLE & KÉRY 2003). Ohne die Individualerkennung wird ein
Index für die tatsächliche Dichte ausgegeben (O´BRIAN et al. 2003, MORUZZI 2002, JENKS
2011). Auch die Abundanz einer Art an einem jeden Kamerastandort kann ermittelt werden
(ROYLE & NICHOLS 2003). ROWCLIFFE et al. (2008) entwickelten ein Modell, mit dessen Hilfe
15

Methoden
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die Dichte von Arten ohne eine Individualerkennung möglich ist. Vier entscheidende
Parameter werden in das Modell miteinbezogen: Die Tagesreichweite und die
Fortbewegungsgeschwindigkeit einer betrachteten Art sowie Sensorreichweite der Kamera
und der Winkel, mit dem sie Fotos aufnimmt.
Von der Luft aus können Wildtierbestände direkt mittels Helikopter oder Flugzeug erfasst
werden. Das Untersuchungsgebiet muss systematisch abgeflogen werden, wobei stets
innerhalb einer festgesetzten Streifenbreite gezählt wird und absolute Werte je nach Zielart
und Gelände erreicht werden können. Unter Umständen müssen Korrekturfaktoren
einbezogen werden. Falls zwischen den betrachteten Streifen Raum frei bleibt, erhält man
relative Werte, die nach Hochrechnung zu absoluten Zahlen führen können (NORTON-
GRIFFITHS 1978, BOTHMA 2002).
1.3.1 Grundlagen des „Distance-Sampling“
Unter den Begriff des „Distance Sampling“ fallen Methoden zur Ermittlung von Dichte und
Individuenzahl von Populationen. Diese Methoden wurden innerhalb der letzten 30 Jahre
kontinuierlich weiterentwickelt (BURNHAM et al. 1980, BUCKLAND 1993, THOMAS et al. 2010).
Man unterscheidet grundsätzlich zwischen Punkt- und Linientransekten. Bei Punkttransekten
erfolgt die Zählung der Objekte von Interesse unbewegt, von über die Untersuchungsfläche
verteilten Punkten aus, bei Linientransekten hingegen bewegt, entlang einer vorgegebenen
Linie. Da die Daten hier während der Bewegung aufgenommen werden, können im
Gegensatz zu Punkttransekten schneller größere Gebiete abgedeckt werden (BARRACLOUGH
2000).
Linientransekte eignen sich besonders für großflächige, offene und gleichförmige Habitate
und solche mit einer geringen Individuendichte, mit bekannten oder kleinen Gruppengrößen
(BARRACLOUGH 2000). Sie stellen in Bezug auf die pro Zeiteinheit gesammelten Daten die
effizienteste Methode zur Abschätzung von biologischen Populationen dar (BIBBY et al.
2000). In Abhängigkeit vom Untersuchungsgebiet können Linientransekte zu Fuß
abgelaufen, mit einem Pferd abgeritten, mit dem Auto oder Schiff abgefahren oder mit dem
Flugzeug bzw. Helikopter abgeflogen werden (THOMAS et al. 2002).
Nach BARRACLOUGH 2000 zeichnet sich die Methode des „Distance Sampling“ durch
folgende Vorteile aus:
- Um die absolute Dichte einer Population abschätzen zu können, müssen nur 10-30%
aller Individuen entdeckt werden
- Die Größe des Untersuchungsgebietes kann unbekannt sein
- Eine grundsätzliche Einführung in die Methode reicht aus, um sie effektiv
anzuwenden
16

Methoden
__________________________________________________________________________
- Im Vergleich zu Fang-Wiederfang-Methoden ist „Distance Sampling“ schonender für
die Population
- Die Methode ist relativ wenig kostenintensiv
Die Linien, auf denen Sichtungen aufgenommen werden, sollen idealerweise gerade und so
über das Untersuchungsgebiet verteilt sein, dass eine repräsentative Abdeckung
gewährleistet ist (THOMAS et al. 2002). Dies kann am besten durch zufällig oder systematisch
über das Untersuchungsgebiet verteilte Transekte erreicht werden, wobei die Bedingungen
vor Ort wie Vegetation und Relief nicht außer Acht gelassen werden dürfen (BIBBY et al.
2000). Um Doppelzählungen entlang des Transektes zu vermeiden, sollte zudem habitatund
artabhängig ein Mindestabstand zwischen den Transekten eingehalten werden.
Die Länge der Transekte hingegen richtet sich nicht nur nach der Größe des zu
untersuchenden Gebietes, sondern ist auch von der Konzentrationsfähigkeit der Beobachter
abhängig. Ein Beobachtungszeitraum von drei bis fünf Stunden sollte nicht überschritten
werden, da Ermüdungserscheinungen zu qualitativ schlechteren Daten führen können
(EMLEN & DEJONG 1981). Die Geschwindigkeit, mit der sich ein Beobachter entlang des
Transekts bewegt, sollte gering genug sein, das Untersuchungsgebiet präzise erfassen zu
können. Gleichzeitig sollte die Geschwindigkeit jedoch schnell genug sein, dass zum einen
Tiere weiter vorne auf der Linie nicht flüchten bevor sie entdeckt werden, zum anderen
Doppelzählungen vermieden werden können, indem die Geschwindigkeit des Beobachters
höher ist als die des Tieres. Schrittgeschwindigkeit hat sich hierbei als geeignet erwiesen
(GREENWOOD 2006, MARQUES 2009). Doppelzählungen an aufeinanderfolgenden Tagen
stellen kein Problem dar, da bei der Auswertung miteinbezogen wird, wie oft ein jeweiliger
Transekt abgefahren wurde.
Die beiden zentralen Daten, die bei jeder Sichtung aufgenommen werden, sind die
Gruppengröße und die Entfernung zum Transekt. Um für eine Analyse die lotrechte
Entfernung des Tiers zum Transekt zur Verfügung stehen zu haben, wird die Entfernung r
vom Ort der Entdeckung zum Tier sowie der Winkel θ zwischen dem Tier und dem Transekt
gemessen. Die lotrechte Entfernung x berechnet sich dann als x = r sin(θ) (Abb. 13).
Kommen die Tiere in Gruppen vor, so richtet sich die Entfernungsmessung nach dem
Zentrum der Gruppe (BUCKLAND et al. 1993).
17

Methoden
__________________________________________________________________________
Abb. 13: Schema des „Distance Sampling“. Im Untersuchungsgebiet der Fläche A bewegt sich der
Beobachter entlang der Linie L. Bei einer Sichtung wird die Entfernung r und der Winkel θ gemessen.
Die lotrechte Entfernung ergibt sich dann aus x = r sin(θ) (verändert nach BUCKLAND et al. 1993).
Um einen qualitativ hochwertigen Datensatz zu erhalten, sind mindestens 60-80 Sichtungen,
unabhängig von der Gebietsgröße, nötig (BARRACLOUGH 2000, GREENWOOD. 2006). Da für
einen solchen Datensatz ein relativ hoher Sampling-Aufwand erforderlich ist, kann dies als
ein Nachteil der Methode angesehen werden.
Software „Distance“
Die Auswertung der beim „Distance Sampling“ gewonnenen Daten erfolgt praktischerweise
mit Hilfe einer darauf spezialisierten Software. Das der Software DISTANCE 6.0 (THOMAS et
al. 2010) zu Grunde liegende Konzept basiert auf der sogenannten „Detection Function“. Sie
drückt die Wahrscheinlichkeit aus, mit der ein Individuum in einer bestimmten senkrechten
Entfernung zum Transekt gesichtet wird und muss an die aufgenommenen Daten angepasst
werden. Es wird davon ausgegangen, dass diese Wahrscheinlichkeit mit zunehmendem
Abstand zum Transekt sinkt. Mit Hilfe der „Detection Function“ lässt sich der Anteil der
übersehenen Individuen abschätzen, wodurch die Dichte für das gesamte
Untersuchungsgebiet errechnet werden kann. Es wird hierbei vorausgesetzt, dass die Dichte
der untersuchten Art im Untersuchungsgebiet gleich ist (THOMAS 2002). DISTANCE
berechnet die Dichte der Population aus dem Produkt der Dichte der Gruppen und der
mittleren Gruppengröße (BUCKLAND et al. 1993). Die von DISTANCE berechneten mittleren
Gruppengrößen können vom arithmetischen Mittelwert der Gruppengröße abweichen. Im
Feld besteht die Gefahr, dass mit zunehmender Entfernung von der Linie kleinere Gruppen
leichter als größere übersehen werden. Dies würde zu einer Überschätzung der mittleren
Gruppengröße und damit auch der Populationsdichte führen (BUCKLAND et al. 1993).
18

Methoden
__________________________________________________________________________
Datenanalyse
Zur Ermittlung der passenden „Detection Function“ wurden DISTANCE verschiedene
Modelldefinitionen angeboten, die sich aus „Key Functions“ kombiniert mit „Series
expansions“ zusammensetzen. Diese stochastischen Formeln entsprechen den Kriterien für
ein robustes Modell (BUCKLAND et al. 1993) (Tab. 2).
Tab. 2: Robuste Modelldefinitionen, die bei der Analyse genutzt wurden (nach BUCKLAND et al. 1993).
Key function
Uniform
Uniform
Half normal
Half normal
Hazard rate
Hazard rate
Series expansion
Cosine
Simple polynomial
Cosine
Hermite polynomial
Cosine
Simple polynomial
Innerhalb der verschiedenen Modelldefinitionen bewertet DISTANCE dasjenige als bestes,
das den niedrigsten Wert für das Akaike’s Information Criterion (AIC) aufweist. Dieser Wert
wird für jedes Modell berechnet. Das AIC kann jedoch nur bei exakt gleicher Datengrundlage
herangezogen werden. Bei unterschiedlichen Datenfiltern ist kein Vergleich über das AIC
zulässig (BUCKLAND et al. 1993).
Ausreißer werden von der Analyse ausgeschlossen. BUCKLAND et al. (1993) empfehlen
zwischen 5 und 10 % der Daten auszuschließen. So müssen weniger Parameter zur
Modellierung der „Detection Function“ bestimmt werden, während die Präzision der Analyse
sogar noch gesteigert werden kann. Innerhalb der Software werden die Daten in
unterschiedliche Strata aufgeteilt, wie im vorliegenden Fall bspw. in Teilgebiete West und
Ost, in einzelne Transekte und in Arten. Mit der Funktion „post-stratification“ lässt sich der
Datensatz nach diesen Strata berechnen.
1.3.2 Grundlagen des „Camera-Trapping“
Infrarotgesteuerte Kamerafallen werden seit einigen Jahren immer öfter für Untersuchungen
zur Verbreitung und zum Populationsstatus insbesondere versteckt lebender oder
nachtaktiver Arten eingesetzt (CARBONE et al. 2001, MORUZZI 2002, JACKSON et al. 2006, LI et
al. 2010, LINKIE et al. 2007). Es ist ein entscheidender Vorteil, dass Kamerafallen 24 Stunden
am Tag arbeiten, nicht-invasiv sind und auch nachtaktive und sehr scheue Arten erfassen
können. Problematisch sind Kamerafallen insofern, als dass der minimale
Erfassungszeitraum je nach Zielarten und Untersuchungsgebiet etliche Tage bis mehrere
Monate beträgt. Sie müssen in regelmäßigen Abständen auf ihre Funktionalität kontrolliert
19

Methoden
__________________________________________________________________________
werden. Nach einem anfänglich hohen Investitionsaufwand ziehen sie aber im weiteren
Verlauf keine erheblichen Kosten nach sich.
Der passive Infrarotsensor der Kamerafalle reagiert nachts auf eine Änderung der
Wärmestrahlung im mittleren Infrarotbereich, sodass die Kamera ausgelöst wird, sobald sich
ein warmblütiges Tier im Bereich des Sensors aufhält. Tagsüber reagiert der Sensor
hingegen auf Bewegung. Kamerafallen eignen sich hervorragend, um Aussagen über das
Artenspektrum eines beispielsweise dicht bewachsenen oder unzugänglichen
Untersuchungsgebietes zu machen (TOBLER et al. 2008). Unter der Voraussetzung, dass die
Rate an Bildern einer bestimmten Art mit der Dichte dieser Art im Untersuchungsgebiet
korreliert, können Bilder von Kamerafallen auch als Index für die Dichte der erfassten Arten
herangezogen werden (O´BRIAN et al. 2003, MORUZZI 2002, JENKS 2011). Hierfür wird der
„Relative Abundance Index“ (RAI) einer jeden Art berechnet. Für die Berechnung des RAI ist
keine Wiedererkennung individueller Tiere nötig.
1.3.3 Grundlagen von Helikopterzählungen
Bestandserfassungen großer Huftiere aus der Luft wurden erstmalig bereits im Jahre 1935
durchgeführt (CAHALANE 1938 in REILLY 2002). Seit den 1950er Jahren hat der Einsatz von
Fluggeräten, speziell Helikoptern zur Bestandserfassung stark zugenommen (REILLY 2002).
Helikopter ziehen zwar pro Zeiteinheit einen relativ hohen Kostenaufwand nach sich, die
Geschwindigkeit und Effizienz mit der auch größere Gebiete untersucht werden können,
machen ihn dennoch insbesondere im südlichen Afrika oft zum bevorzugten Mittel, um
Wildtierbestände zu erfassen (BOTHMA 2002). Die Fluggeschwindigkeit und -höhe lassen
sich bei einem Helikopter relativ gut kontrollieren. Durch die Wendigkeit müssen an den
Grenzen des Untersuchungsgebietes keine großen Schleifen geflogen werden, wie dies bei
Flugzeugen der Fall ist. Der größte Vorteil gegenüber Methoden, die vom Boden aus
durchgeführt werden, ist die gute Überschaubarkeit des Untersuchungsgebietes
(SUTHERLAND
2006). Allerdings können zahlreiche Faktoren die Genauigkeit einer
Bestandserfassung mittels Helikopter beeinflussen (JACHMANN 2002):
- Wetter. Regen sollte ebenso wie starker Wind vermieden werden
- Wolkendecke. Sie bestimmt, welche Schattenwürfe entstehen oder wie das
Sonnenlicht gestreut wird
- Einstrahlwinkel der Sonne. Die durchführenden Personen dürfen nicht vom
Sonnenlicht geblendet werden
- Boden- und Vegetationsfarbe
- Vegetationsdichte
- Fähigkeit der durchführenden Personen, Individuen zu erkennen und
Doppelzählungen zu vermeiden.
20

Methoden
__________________________________________________________________________
- Artspezifisches Verhalten der Zielarten. Für die Entdeckung ist es entscheidend, ob
die Zielarten in Herden oder solitär leben, ob sie sich in dichter Vegetation verstecken
oder in offenen Bereichen exponiert leben
2. Material und Methoden
Für die vorliegende Arbeit kamen die folgenden Methoden zur Anwendung:
(1) Linientransekte mit „Distance Sampling“ (BUCKLAND et al. 1993)
(2) „Camera Trapping” (O´BRIAN ET AL. 2003, MORUZZI 2002, JENKS 2011)
(3) Helikopterzählung (NORTON-GRIFFITHS 1978, BOTHMA 2002)
1. „Distance Sampling“ gilt in Relation der pro Zeiteinheit erhobenen Daten als eine der
effizientesten und genauesten Methoden, um die Wildtierdichte zu bestimmen (BIBBY et al.
2000). Im Gegensatz dazu fließen bei den Punkttransekten zahlreiche Daten zwischen den
Punkten nicht mit in die Untersuchung ein. Bei Linientransekten werden hingegen alle
entlang der Linie aufgenommenen Daten verwertet. Bei einer Gesamtgröße von 180 km 2
und einer vergleichsweise dichten Vegetation sind im Untersuchungsgebiet Okomitundu alle
direkten, absoluten Methoden vom Boden ausgeschlossen.
2. „Camera-Trapping“ kann als nichtinvasive Methode wichtige Hinweise zu Verteilung und
Artzusammensetzung liefern. Mit Hilfe von Kamerafallen können auch nachtaktive Arten
erfasst werden (TROLLE & KÉRY 2003). „Track-Counts“ und „Pellet Counts“ sind nur bei
einzelnen ausgewählten Arten als Methode zur Erfassung der Bestandsdichte sinnvoll.
3. Bestandserfassungen mit Hilfe von Helikoptern gelten im südlichen Afrika als die Methode
der Wahl (BOTHMA 2002). Man kann innerhalb kurzer Zeit große Gebiete überfliegen,
während Flughöhe und Geschwindigkeit gut kontrollierbar sind. Unter Umständen können
absolute Werte erreicht werden. Zählungen von Flugzeugen aus eignen sich lediglich für
sehr große, ebene Gebiete mit sehr offener Vegetation und nur bei sehr großen, gut
sichtbaren Arten wie dem Afrikanischen Großelefant Loxodonta africana, BLUMENBACH 1797
oder Nashörnern (Rhinocerotidae).
Die Wildtierzählung von Linientransekten aus wurde zwischen dem 23. Oktober und 2.
November 2011 durchgeführt. Das „Camera-Trapping“ im östlichen Teilgebiet wurde
zwischen dem 19. September und 18. Oktober von D. KURIAKOSE durchgeführt. Die dabei
erhobenen Daten wurden mir zur Verfügung gestellt. Im westlichen Teilgebiet wurde das
„Camera-Trapping“ zwischen dem 21. Oktober und 22. November 2011 durchgeführt. Die
Helikopterzählung im November 2008 wurde von DR. U. TUBESSING durchgeführt, diejenige
vom 5. Oktober 2011 von C. KEMP. Die dabei erhobenen Daten wurden mir ebenfalls zur
Verfügung gestellt. Alle Untersuchungen wurden während der Trockenzeit durchgeführt.
Dadurch konnte eine möglichst gute Sichtbarkeit gewährleistet werden, da Bäume und
21

Methoden
__________________________________________________________________________
Sträucher zu dieser Jahreszeit am wenigsten Blattwerk tragen und kein frisches Gras
hochaufgewachsen ist.
2.1 „Distance-Sampling“ mit Linientransekten
Für die vorliegende Untersuchung wurden auf Okomitundu zwischen dem 23. Oktober und
22. November 2011 acht verschiedene Transekte jeweils vier Mal mit einem
allradgetriebenen offenen Jeep abgefahren. Die Durchschnittsgeschwindigkeit lag dabei
konstant zwischen 5 und 10 km·h -1 . Die Transekte wurden entweder morgens in einem
Zeitraum zwischen 7:00 und 11:30 Uhr oder nachmittags zwischen 16:00 und 18:30
abgefahren. Zu diesen Zeiten lag die Temperatur immer unter der Tageshöchsttemperatur
der Mittagsstunden, was die Wahrscheinlichkeit für Sichtungen der Zielarten erhöhte, da sich
das Wild zur heißesten Zeit des Tages in den Schatten zurückzieht (eigene Beobachtung).
Die Fahrten wurden immer mindestens zu dritt durchgeführt, mit der folgenden Aufteilung:
Der Fahrer überblickte die Fahrbahn, und damit einen Bereich von 340° bis 20°, ein
Beobachter auf der linken Seite des Wagens überblickte den Bereich von 270° bis 340°,
während sich der dritte Beobachter auf der rechten Seite des Fahrzeugs auf den Bereich von
20° bis 90° konzentrierte. Durch diese Aufteilung blieb gewährleistet, dass ein
Gesamtbereich von 180° in Fahrtrichtung abgedeckt war (Abb. 14). Zusätzlich nahmen die
Beobachter im Fond des Wagens eine erhöhte Position ein, um ein größeres Gebiet
überblicken zu können.
Abb. 14: Rot unterlegt der Bereich von 180°, in dem Sichtungen aufgenommen wurden. Der Pfeil
entspricht der Fahrtrichtung entlang des Transektes.
Für jede Sichtung wurden folgende Parameter aufgenommen:
1. Teilgebiet (West- oder Ostteil der Farm)
2. Transekt-Nummer
3. Art
4. Anzahl der gesichteten Individuen
5. Entfernung (in Metern)
6. Winkel (in Grad)
22

Methoden
__________________________________________________________________________
Sobald ein Individuum gesichtet wurde, wurde das Fahrzeug gestoppt, die oben aufgeführten
Daten aufgenommen und in vorbereitete Tabellen eines Feldbuches übertragen. Im Anhang
Tab. B1.1 wird eine Gesamtübersicht über alle Sichtungen gegeben. Als Hilfsmittel zur
besseren Identifikation der Art oder der Gruppengröße diente ein Fernglas der Marke
Bresser mit einer Vergrößerung von 8 x 42 sowie ein weiteres der Marke Swarovski mit einer
Vergrößerung von 7 x 42.
Die Entfernungsmessung wurde mit dem Bauer Lasermeter 600 GA durchgeführt, dessen
Messelektronik auf indirekter Entfernungsmessung über Laufzeitmessung basiert. Das Gerät
sendet dazu einen Laserstrahl im Infrarotbereich aus, der von dem Objekt, dessen Distanz
bestimmt werden soll reflektiert wird. Die Reichweite des Geräts beträgt 600 m, zusätzlich
weist das Monokular eine 6-fache Vergrößerung auf. Ein Kompass diente zur korrekten
Ermittlung der Winkel. Zur Aufnahme der geographischen Position diente ein GPS-Gerät
(Garmin Serie eTrex HC, Modell Legend HCx; Garmin Ltd., Schweiz).
2.1.1 Streckenführung der Transekte und Sampling-Aufwand
Die Streckenführung der acht Transekte orientiert sich am Wegenetz der Farm, denn durch
die Unwegsamkeit des Geländes war es nicht möglich, Routen außerhalb des bestehenden
Wegenetzes zu befahren (Abb. 15). Durch Nutzung der bestehenden Pisten konnte zudem
eine gleichmäßig geringe Fahrtgeschwindigkeit aufrechterhalten werden. Einzelne Transekte
kreuzen sich so allerdings notwendigerweise. Problematische Doppelzählungen an einem
Tag konnten jedoch dadurch vermieden werden, dass sich kreuzende Transekte niemals am
selben Tag befahren wurden.
23

Methoden
__________________________________________________________________________
Abb. 15: Lage und Namen der Linientransekte im Untersuchungsgebiet.
Vier Transekte liegen im Westen, vier im Osten der Farm. Ihre Länge reicht von 5,4 km bis
12,6 km. Die Gesamtlänge der einzelnen Transekte beträgt 63,5 km. Sie wurden mit T1-7
und dem Gebiet (West oder Ost) bezeichnet.
Die Transekte wurden viermal befahren, dadurch wurden insgesamt 254,0 km zurückgelegt
(Tab. 3). Hinzu kommen noch die mit 6a und 7a bezeichneten Strecken. Ihre
Streckenführung entspricht nicht oder nur anteilig der der Transekte 6 und 7, da aufgrund
dichter Vegetation und nicht ausreichender Ortskenntnis zu Beginn der Untersuchung die
falsche Route gewählt wurde. Die Sichtungen auf diesen Strecken können jedoch für die
Analyse in DISTANCE herangezogen werden. Unter Berücksichtigung dieser beiden
Strecken ergibt sich ein gesamter Sampling-Aufwand von 265,5 km.
24

Methoden
__________________________________________________________________________
Tab. 3: Länge der Transekte und Sampling-Aufwand.
Transekte Länge [km] Faktor gesamt [km]
T1 West 12,6 4 50,4
T5 West 10,4 4 41,6
T6 West 7,0 4 28,0
T7 West 7,3 4 29,2
T1 Ost 6,3 4 25,2
T2 Ost 6,0 4 24,0
T3 Ost 8,5 4 34,0
T4 Ost 5,4 4 21,6
Summe: 63,5 Summe: 254,0
T6a West 5,0 1 5,0
T7a West 6,5 1 6,5
Summe: 11,0 Summe: 265,5
2.2 „Camera-Trapping“
Das zwischen dem 19.09. und 22.11.2011 durchgeführte „Camera-Trapping“ war
ursprünglich für die Erfassung von Prädatoren im Untersuchungsgebiet optimiert,
insbesondere der Braunen Hyäne. Aus diesem Grund wurden mit Zebra- oder Pferdefleisch
beköderte Kamerafallen auf dem Farmgebiet installiert, die Braune Hyänen und Leoparden
effektiv anlocken. Fotos der Zielarten sind demnach reine Zufallsereignisse, da keine der
Zielarten von den Ködern angelockt wurde. Es muss zusätzlich in Betracht gezogen werden,
dass sich die Zielarten wahrscheinlich nicht in der Umgebung der Kamerafallen aufhielten,
wenn Prädatoren an diesen Standorten präsent waren. Diese Einschränkung gilt jedoch
gleichermaßen für alle Kamerafallenstandorte.
Ein quadratisches Gitternetz von ca. 2,5 km Seitenlänge wurde auf die Farmkarte projiziert,
schließlich wurden die Kameras jeweils in der Mitte eines jeden Quadrats aufgestellt. 17
Kamerafallen wurden im westlichen, vom Wildtierzaun umgebenen Bereich installiert, 16 im
offenen östlichen Bereich (Abb. 16). Die Kamerafallen wurden in etwa 0,5 m Höhe befestigt
und der Köder in einem Abstand von ca. 3 m platziert. Für alle Modelle wurde eine
Auslöseverzögerung von einer Minute eingestellt. Die Kamerafallen wurden so eingestellt,
dass auf jedem Foto Datum und Uhrzeit eingeblendet wurden. Im Untersuchungsgebiet
kamen insgesamt drei verschiedene Kameramodelle zum Einsatz: Eine BolyGuard MULTI
GSM (Boly Media Communications, Shenzhen, China) mit 5 Megapixeln Auflösung, neun
SpyPoint IR 6 (GG Telecom, Victoriaville, Kanada) mit 6 Megapixeln Auflösung, und neun
Stealth Cam Prowler (Stealth Cam LLC, Grand Prairie, USA) mit 5 Megapixeln Auflösung.
Diese Kameras decken alle einen Winkel von etwa 60° ab, ihre maximale Reichweite beträgt
15 m.
25

Methoden
__________________________________________________________________________
Die Fotos der Kamerafallen wurden nach Region West oder Ost sowie nach Zielarten
sortiert. Auf jedem unabhängigen Foto wurde die Zielart bestimmt. Folgende Fotos wurden
als unabhängig definiert:
1. Aufeinanderfolgende Fotos von Individuen der gleichen Art, die mindestens 0,5
Stunden nacheinander aufgenommen wurden (O’BRIAN et al. 2003).
2. Aufeinanderfolgende Fotos von Individuen unterschiedlicher Arten.
3. Nicht-aufeinanderfolgende Fotos von Individuen der gleichen Art.
Der „Trapping Effort“ wurde für den Osten und Westen als Summe aller Tage, an denen die
Kamerafallen funktionstüchtig im Gelände stationiert waren, berechnet. Im Westen wurden
Bilder aller 17 Kamerafallen ausgewertet, die im Mittel jeweils 28,7 Tage aktiv im Gelände
installiert waren. Der Gesamtaufwand betrug 488 Tage.
Im Osten wurden Fotos aller 16 Kamerafallen ausgewertet, die im Mittel jeweils 26,8 Tage
aktiv im Gelände installiert waren. Daraus ergibt sich ein Gesamtaufwand von 428 Tagen.
Abb. 16: Standorte der 17 Kamerafallen im Westen (grün) und der 16 Kamerafallen im Osten (rot).
26

Methoden
__________________________________________________________________________
2.3. Helikopterzählung
Auf Okomitundu wurden im November 2008 und Oktober 2011 Wildtierzählungen mit Hilfe
eines Leichthubschraubers durchgeführt. Im Jahr 2008 wurde die Helikopterzählung von DR.
U. TUBESSING durchgeführt. Im Jahr 2011 wurden Pilot und Hubschrauber von B&C Game
Dealers (P.O. Box 553, Gobabis, Namibia) gestellt, wobei der S-300 CBi der Schweizer
Aircraft Corporation/Sikorsky Aircraft Corporation (Stratford, Connecticut, USA) zum Einsatz
kam. Die Zählungen wurden vom Farmmanager C. KEMP und dem Piloten durchgeführt. In
einer Höhe von 30 bis 40 m wurden bei niedriger Geschwindigkeit parallele Linien mit einem
Abstand zwischen 50 und 100 m abgeflogen. Das gesamte Farmgebiet wurde so in einem
Zeitraum von ca. 4,5 Stunden abgeflogen. Bei beiden Helikopterzählungen wurden für die
Sichtungen keine Koordinaten aufgenommen. Daher liefern diese Untersuchungen keine
Informationen zur räumlichen Verteilung der erfassten Arten.
2.4 Statistische Auswertung und Software
Die aufgenommenen Daten wurden statistisch ausgewertet. Hierfür wurden verschiedene
Software Programme eingesetzt. Die Daten der Linientransektzählung wurden mit Hilfe der
Software DISTANCE 6.0 (THOMAS et al. 2010) ausgewertet. Für die beim „Camera Trapping“
erhobenen Daten wurden „Relative Abundance Indices“ (RAIs) berechnet (JENKS 2011). Mit
Hilfe der Software SPSS 15.0 für Windows wurden Wilcoxon-Mann-Whitney-Tests
durchgeführt, um die Signifikanz der Verteilungen zu prüfen. Auch die Boxplots zur
Visualisierung der Gruppengrößen wurden mit Hilfe dieser Software dargestellt.
2.4.1 Software DISTANCE 6.0
In DISTANCE wurden die Grundeinstellungen nur bezüglich des Abschneidens von Daten,
bezüglich der „Stratification“ und der zur Auswahl gestellten Modelle für die „Detection
Function“ verändert. Nach Testung von über 20 verschiedenen Werten zum Ausschließen
von Daten stellte sich heraus, dass für die Analyse nach Teilgebieten Ost und West sowie
nach einzelnen Transekten der Ausschluss von 5% der weitesten Sichtungen sowie der
Ausschluss von Sichtungen unterhalb von 0,1 m die beste „Detection Function“ und die
niedrigsten Werte für den Variationskoeffizienten lieferte. Für die Analyse nach einzelnen
Arten ergaben sich die beste „Detection Function“ und die niedrigsten Werte des
Variationskoeffizienten bei Ausschluss von 1% der weitesten Sichtungen sowie von
Sichtungen unterhalb 0,1 m. Als Modelldefinition erwies sich bei jeder Analyse die „keyfunction“
Hazard rate und die „series expansion“ Cosine als die beste. DISTANCE gibt für
alle Schätzungen ein 95% Konfidenzintervall an (siehe Anhang B2.1 – B2.3).
27

Methoden
__________________________________________________________________________
2.4.2 „Relative Abundance Index” (RAI)
Die Anzahl von Fotos einer bestimmten Zielart an sich kann noch nicht zur Bestimmung der
Abundanz oder zu einem Vergleich von Häufigkeiten an verschiedenen Standorten
herangezogen werden. Dies kann erst durch gemittelte Werte geschehen. In diesem Fall
wurden daher Werte für den „Relative Abundance Index“ ermittelt. Der „Relative Abundance
Index“ gibt an, wie hoch die Wahrscheinlichkeit ist, dass im Zeitraum von 100 Tagen ein Foto
einer Zielart gemacht wird (JENKS et al. 2011). Als „Kamerafallentage“ wurde die Summe der
Tage definiert, in denen die Kamerafalle(n) aktiv im Gelände installiert war(en). Insgesamt
wurden für die vorliegende Untersuchung fünf verschiedene „Relative Abundance Indices“
berechnet:
1. Der RAI der Teilgebiete West und Ost, bezogen auf alle Kamerafallenstandorte und alle
Zielarten. Dieser Wert wurde als
RAI
100 *
n
i1
n
i1
Teilgebiet (1)
KFT
F
i
i
berechnet, mit
n = Anzahl der Standorte im Teilgebiet
F i = Anzahl der Fotos von Zielarten am Standort i im Teilgebiet
KFT i = Anzahl der Kamerafallentage am Standort i des Teilgebietes.
2. Der RAI einer jeden Zielart, bezogen auf das Gesamtgebiet, bzw. die Teilgebiete West
und Ost. Dieser Wert wurde für jede Zielart als
RAI
Art
100 *
i1
n
i1
n
F(
A)
KFT
i
i
(2)
berechnet, mit
n = Anzahl der Standorte im Gesamtgebiet, bzw. Teilgebiet
F (A) i = Anzahl der Fotos der Zielarten am Standort i
KFT i = Anzahl der Kamerafallentage am Standort i.
28

Methoden
__________________________________________________________________________
3. Der RAI einer jeden Zielart, bzw. aller Zielarten an jedem Kamerafallenstandort. Diese
Werte wurden für jede Art und jeden Standort als
RAI
100 * F(
A)
KFTi
i
Art amStandort (3)
berechnet, mit
F (A) i = Anzahl der Fotos der Zielart, bzw. aller Zielarten am Standort i
KFT i = Anzahl der Kamerafallentage am Standort i.
2.4.3 Software SPSS 15.0
Weitere statistische Tests erfolgten mit Hilfe der Software SPSS 15 (IBM SPSS Statistics
2012). Das Signifikanzniveau p betrug bei allen Tests 0,05. Es wurde zwischen vier
Signifikanzniveaus unterschieden (BÜHL & ZÖFEL 2005). Auf Unterschiede zwischen zwei
unterschiedlichen Gruppen wurde aufgrund der vergleichsweise geringen Stichprobe mit
dem nicht-parametrischen Mann-Whitney-U-Test getestet. Bei verbundenen Stichproben
wurde der Wilcoxon-Test angewandt. Alle Tests waren zweiseitig (MÜHLENBERG 1993).
2.4.4 Software ArcGIS 10
Alle dargestellten Karten wurden, soweit nicht anders gekennzeichnet, mit Hilfe der Software
ArcGis 10 (ESRI 2012) erstellt.
29

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
3. Ergebnisse
Mit den drei Methoden „Distance Sampling“ entlang von Linientransekten, „Camera-
Trapping“ und der Helikopterzählung wurde jeweils eine unterschiedliche Zahl von Arten
erfasst (Tab. 4). Die meisten Arten wurden mit Hilfe des „Camera-Trapping“ erfasst, die
wenigsten mittels der Helikopterzählung. Mit „Distance-Sampling“ über Linientransekte
wurde nur eine Art weniger erfasst als über das „Camera-Trapping“. Insgesamt konnten mit
Hilfe der drei Methoden 21 Zielarten erfasst werden. Das entspricht 77,8% aller Zielarten.
Sechs verschiedene Arten bzw. 22% der Zielarten konnten durch keine der drei Methoden
registriert werden. Diese sind das Damara-Dikdik Madoqua damarensis (GÜNTHER 1880),
das Kap-Borstenhörnchen Xerus inauris (ZIMMERMANN 1780), das Erdmännchen Suricata
suricatta (SCHREBER 1776), der Kap-Klippspringer Oreotragus oreotragus (ZIMMERMANN
1783), das Ockerfuß-Buschhörnchen Paraxerus cepapi (Smith 1836) und das
Steppenschuppentier Manis temminckii, SMUTS 1832. Allerdings konnten das Damara-Dikdik
und der Kap-Klippspringer im Untersuchungsgebiet auf Fahrten unabhängig von den
Linientransekten beobachtet werden. Die übrigen vier Arten konnten nicht erfasst werden.
Acht Arten wurden nur im westlichen Teilbereich erfasst: Es handelt sich bei diesen um die
Elenantilope, den Ellipsen-Wasserbock, die Giraffe, die Impala, den Kalahari-Springbock
Antidorcas hofmeyri (THOMAS 1926), das Streifengnu, das Weißschwanzgnu und den
Springhasen Pedetes capensis (FORSTER 1778).
Eine Besonderheit stellt das Hartmann-Bergzebra dar: Es wurde im Osten der Farm nicht
gesichtet, obwohl es durch „Camera-Trapping“ und die Helikopterzählung erfasst wurde
(siehe Kap. 3.2 und 3.3). Auch die Kaama-Kuhantilope wurde im östlichen Teilbereich nicht
gesichtet, obwohl diese Art bei beiden Helikopterzählungen erfasst wurde. Es konnten auch
keine Fotos mit Kamerafallen von Individuen der Kaama-Kuhantilope im Osten gemacht
werden.
30

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Tab. 4: Übersicht: Welche Art wurde mit welcher Methode erfasst?
„X“ entspricht „erfasst“, „-“ entspricht „nicht erfasst“.
Art Linientransekte „Camera-Trapping“ Helikopter
Buschhase x x -
Damara-Dikdik - - -
Elenantilope x x x
Ellipsen-Wasserbock x - x
Erdferkel - x -
Kap-Borstenhörnchen - - -
Erdmännchen - - -
Giraffe x x x
Großer Kudu x x x
Hartmann-Bergzebra x x x
Impala x x x
Kaama-Kuhantilope x x x
Kalahari-Springbock x x x
Kap-Klippspringer - - -
Klippschliefer x - -
Kronenducker - x -
Ockerfuß-Buschhörnchen - - -
Springhase - x -
Steinböckchen x x -
Steppenschuppentier - - -
Streifengnu x - x
Südafrikanische Oryxantilope x x x
Südafrikanischer Strauß x x -
Südafrikanisches Stachelschwein - x -
Tschakma-Pavian x x -
Warzenschwein x x -
Weißschwanzgnu x x x
Summe 17 18 11
Anteil an allen Zielarten (∑=27) 63% 67% 41%
3.1 „Distance-Sampling“ und Software DISTANCE
Im Osten traten keine Arten auf, die nicht auch im Westen beobachtet wurden. Umgekehrt
wurden im Westen zehn Arten erfasst, die im Osten nicht auf den Linientransekten gesichtet
wurden. Insgesamt standen für die Analyse in DISTANCE 185 Sichtungen mit Angabe der
Individuenzahl zur Verfügung (Tab. 5). Hinzu kommen fünf Sichtungen vom Transekt 6a
West, sowie sechs vom Transekt 7a West (s.o.). Da diese elf Sichtungen nicht auf den
regulären Transekten gemacht wurden, dienen sie lediglich der Modellierung der „Detection
31

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Function“. Somit ergeben sich 196 Sichtungen zur Ermittlung der „Detection Function“ in
DISTANCE.
Tab. 5: Ergebnisse der Linientransekte
Osten Westen Summe
Sichtungen 73 112 185
Individuen 227 445 672
Arten 7 17 17
Es gibt deutliche Unterschiede in der relativen Häufigkeit der Sichtungen zwischen den
Transekten. Während Transekt 2 im Osten lediglich 0,46 Sichtungen/km aufweist, erreichten
die Transekte 1 im Westen und 1 im Osten jeweils 1,03 Sichtungen/km und damit um 124%
mehr als Transekt 2 im Osten. Im Westen konnten durchschnittlich 0,74 Sichtungen/km
gemacht werden, im Osten durchschnittlich 0,69 (Abb. 17). Dies entspricht 7% mehr
Sichtungen/km im Westen als im Osten. Die Unterschiede zwischen den
Untersuchungsgebieten bezogen auf die Sichtungen/km sind mit p=1,0 nicht signifikant, wie
eine Überprüfung mittels Mann-Whitney U-Test ergab.
Abb. 17: Sichtungen pro km, für den Osten und den Westen.
Einzeltiere wurden noch in einer Entfernung von 350 m gesichtet (Abb. 18). 78% aller
Sichtungen wurden jedoch in einer Entfernung bis 150 m bei einer Gruppengröße von eins
bis fünf Individuen gemacht.
32

Gruppengröße
Ergebnisse
__________________________________________________________________________
40
35
30
25
20
15
10
5
0
0 50 100 150 200 250 300 350 400
senkrechte Entfernung vom Transekt [m]
Abb. 18: Sichtungen nach senkrechter Entfernung.
Mit 36 Sichtungen im Westen und 28 Sichtungen im Osten (∑ 64) war das Steinböckchen die
am häufigsten gesichtete Art, gefolgt vom Großen Kudu mit 23 Sichtungen im Westen und
15 Sichtungen im Osten (∑ 38) (Abb. 19). An dritter Stelle steht die Südliche Oryx mit 4
Sichtungen im Westen und 13 Sichtungen im Osten (∑ 17). Die Unterschiede zwischen den
Teilgebieten sind hinsichtlich der Sichtungen der Zielarten höchst signifikant (p=

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Sortiert nach Anzahl der gesichteten Individuen verschiebt sich das Bild, was sich durch die
unterschiedlichen Gruppengrößen erklärt (Abb. 20). Mit 141 gesichteten Individuen ist der
Große Kudu die häufigste Art (Westen 86, Osten 55), gefolgt vom Weißschwanzgnu mit 126
gesichteten Individuen (Westen 126, Osten 0). An dritter Stelle steht der Tschakma-Pavian
mit 99 Individuen (Westen 20, Osten 79). Die Unterschiede zwischen den Teilgebieten sind
auch hinsichtlich der Individuenzahl mit p=

Giraffe
Impala
Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Gruppengröße
30
28
26
24
22
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Südliche Oryx
Klippschliefer
Buschhase
Steinböckchen
Tschakma-Pavian
H.-Bergzebra
Streifengnu
K.-Springbock
Südafrik. Strauß
E.-Wasserbock
Kaama-Kuhantilope
Warzenschwein
Großer Kudu
Elenantilope
Weißschwanzgnu
Abb. 21: Gruppengrößen im Westen, nach Arten. Angegeben sind Median und Quartile. Kreise stellen
Ausreißer dar, Sterne zeigen Extremwerte.
Art
Gruppengröße
34
32
30
28
26
24
22
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Steinböckchen Südliche Oryx Klippschliefer Tschakma-Pavian
Südafrik. Strauß Warzenschwein Großer Kudu
Art
Abb. 22: Gruppengrößen im Osten, nach Arten. Angegeben sind Median und Quartile. Kreise stellen
Ausreißer dar, Sterne zeigen Extremwerte.
35

Buschhase
Steinböckchen
Impala
Warzenschwein
Südl. Oryx
Klippschliefer
K.- Kuhantilope
Großer Kudu
E.-Wasserbock
H.-Bergzebra
Elenantilope
T.-Pavian
Weißschwanzgnu
Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Die Errechnung der mittleren Gruppengrößen mit Hilfe von DISTANCE für beide Teilgebiete
zusammen ergab ähnliche Ergebnisse wie die Rohdaten (Abb. 23). Auch hier wird deutlich,
dass die meisten Arten in kleinen Gruppen bis fünf Individuen auftraten. Für neun der 13
dargestellten Arten konnte eine Gruppengröße von bis zu fünf Individuen ermittelt werden.
Bei den übrigen vier Arten konnten aufgrund kleiner Stichprobengrößen keine
Gruppengrößen berechnet werden. Nur das Hartmann-Bergzebra, die Elenantilope, der
Tschakma-Pavian und das Weißschwanzgnu traten in größeren Gruppen auf, wobei das
Weißschwanzgnu mit einer mittleren Gruppengröße von 22,2 Individuen herausragte.
25
22,2
20
15
11,83
10
5
0
1 1,05
2 2,38 2,82 2,88 3
3,87
5 5,25
7,8
Abb. 23: Mittlere Gruppengrößen nach DISTANCE.
Individuenzahl- und dichte
Basierend auf der DISTANCE-Analyse zur Berechnung der Individuenzahl leben im
gesamten Untersuchungsgebiet über 1.400 potentielle Beutetiere der Braunen Hyäne. Dabei
ist sowohl die Gesamtzahl (+28,37%) als auch die Dichte (+14,85%) im Westen deutlich
höher als im Osten (Tab. 6).
Tab. 6: Berechnung der Individuenzahl mit Hilfe von DISTANCE für das Gesamtuntersuchungsgebiet
und beide Teilgebiete.
Gebiet Gesamtzahl Individuen / km 2
Westen 801 ± 243,48 8,43 ± 2,56
Osten 624 ± 187,91 7,34 ± 2.21
Gesamt 1425 ± 352,4 7,92 ± 1,96
36

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Bei der Darstellung der räumlichen Verteilung aller gesichteten Zielarten fällt auf, dass
nahezu im gesamten Untersuchungsgebiet Zielarten erfasst werden konnten (Abb. 24).
Lediglich entlang kürzerer Transektabschnitte, wie bspw. im südlichen Abschnitt von T2 Ost
wurden keine Zielarten gesichtet. Auch wenn das Gebiet relativ homogen besiedelt ist,
wurden größere Gruppen lediglich an wenigen Stellen, z.B. entlang T7 West entdeckt (Abb.
24).
T5 West
T1 West
T3 Ost
T6 West
T1 Ost
T7 West
T4 Ost
T2 Ost
Abb. 24: Räumliche Verteilung der Zielarten (n = 185 Sichtungen). Die Position der Sichtungen
entspricht der Lage auf dem Transekt, an dem die Sichtung gelang. Die Größe der grünen Kreise
entspricht der jeweiligen Gruppengröße.
Bei der „post-stratification“ nach Transekten wurden in DISTANCE die Gesamtzahl und
Dichte pro km 2 für jedes einzelne Transekt für alle gesichteten Zielarten berechnet (Tab. 7).
Diese Ergebnisse decken sich im Wesentlichen mit der Darstellung der räumlichen
Verteilung der Zielarten. T7 im Westen erreicht mit 94 ± 33,6 Individuen insgesamt und einer
Dichte von 22,56 ± 8,07 Individuen pro km 2 den höchsten Wert, während T1 Ost mit 14 ±
3,76 Individuen gesamt und einer Dichte von 4,01 ± 1,08 Individuen pro km 2 den niedrigsten
Wert annimmt. Auffällig ist der südliche Abschnitt des Transektes 2 im Osten: in dieser
Region konnten keine Zielarten beobachtet werden. Insgesamt wurde für dieses Transekt
lediglich eine Gesamtzahl von 14 ± 3,72 Individuen ermittelt. Die Unterschiede hinsichtlich
37

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
der Individuenzahl/km 2
Einzelheiten sind Tab. 7 zu entnehmen.
im Osten und Westen sind mit p=0,001 höchst signifikant.
Tab. 7: Unterschiede in der DISTANCE Analyse nach Transekten.
Transekt Individuen Individuen / km 2
T1 West 61± 13,7 8,49 ± 1,91
T5 West 36 ± 8,66 6,01 ± 1,45
T6 West 19 ± 8,31 4,64 ± 2,03
T7 West 94 ± 33,6 22,56 ± 8,07
T1 Ost 14 ± 3,76 4,01 ± 1,08
T2 Ost 14 ± 3,72 4,21 ± 1,12
T3 Ost 25 ± 6,27 5,23 ± 1,31
T4 Ost 56 ± 25,17 18,04 ± 8,12
Die Analyse mittels „post-stratification“-„Arten“ wurde für alle gesichteten Arten durchgeführt.
Allerdings erreichten lediglich fünf Arten einen Variationskoeffizienten von unter 50% und
damit statistisch verwertbare Ergebnisse (RDUCH 2012, in prep., VAN DEN ELZEN 2012 mdl.)
Bei allen anderen Arten lag dieser Wert, bedingt durch eine geringe Anzahl an Sichtungen,
über 50%. Verlässliche Schätzungen konnten für die Arten Klippschliefer Procavia capensis
welwitschii (ZUKOWSKI 1924), Großer Kudu, Südliche Oryx, Steinböckchen und
Warzenschwein ermittelt werden. Unter diesen erreichen der Große Kudu mit einem
Variationskoeffizienten von 26,54% und das Steinböckchen mit einem
Variationskoeffizienten von 26,62% die besten Werte. Diese beiden Arten sind auch laut
DISTANCE Analyse die häufigsten im Untersuchungsgebiet, gefolgt von der Südlichen Oryx,
dem Klippschliefer und dem Warzenschwein. Bei den Angaben zur Individuenzahl bzw.
Dichte konnte nicht zwischen den Teilgebieten Ost und West unterschieden werden. Sie
gelten für das gesamte Untersuchungsgebiet (Tab. 8). Die Darstellung der räumlichen
Verteilung erfolgt daher hier nur für die fünf genannten Arten, deren Ergebnisse bezüglich
Gesamtzahl und Dichte auch statistisch verwertbar sind. Abbildungen zur räumlichen
Verteilung der übrigen Arten sind in Anhang B 5.1 aufgeführt.
Tab. 8: DISTANCE Analyse nach Arten.
Art Gesamtzahl Individuen / km 2
Großer Kudu 358 ± 95,02 1,99 ± 0,53
Steinböckchen 131 ± 34,88 0,73 ± 0,19
Südliche Oryx 85 ± 34,14 0,47 ± 0,21
Klippschliefer 71 ± 31,02 0,39 ± 0,17
Warzenschwein 52 ± 25,71 0,29 ± 0,14
38

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Der Große Kudu ist relativ homogen im Untersuchungsgebiet verteilt (Abb. 25). Große Kudus
wurden auf allen Transekten mit Ausnahme von Transekt 7 im Westen gesichtet.
Schwerpunkte liegen im Westen des westlichen Teilbereichs sowie im Westen des östlichen
Teilbereichs. Mit einem Gesamtbestand von 358±95,02 Individuen und einer Dichte von 1,99
±0,53 Individuen pro km 2 ist der Große Kudu die häufigste Art im Untersuchungsgebiet.
T5 West
T1 West
T3 Ost
T6 West
T1 Ost
T7 West
T4 Ost
T2 Ost
Abb. 25: Räumliche Verteilung des Großen Kudus.
39

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Mit einer Dichte von 0,73±0,19 Individuen pro km 2 und 131±34,88 Individuen insgesamt ist
das Steinböckchen die zweithäufigste Art im Untersuchungsgebiet. Steinböckchen wurden
auf allen Transekten gesichtet (Abb. 26). Die Art ist sehr homogen im Untersuchungsgebiet
verteilt, wurde jedoch nicht im äußersten Südwesten sowie im südlichen Abschnitt von
Transekt 2 im Osten angetroffen.
T5 West
T6 West
T1 West
T1 Ost
T3 Ost
T7 West
T4 Ost
T2 Ost
Abb. 26: Räumliche Verteilung des Steinböckchens.
40

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Die Südliche Oryx konnte mit Ausnahme von Transekt 6 im Westen auf allen Transekten
beobachtet werden (Abb. 27). Mit einem Gesamtbestand von 85 ± 34,14 Individuen und
einer Dichte von 0,47 ± 0,21 Individuen pro km 2 ist die Südliche Oryx die dritthäufigste Art im
Untersuchungsgebiet. Sie ist relativ homogen verteilt, wobei sie im Osten häufiger
angetroffen wurde als im Westen, hier konnte die Art insbesondere im Südwesten des „highfenced“
Bereiches nicht erfasst werden.
T5 West
T6 West
T1 West
T1 Ost
T3 Ost
T7 West
T4 Ost
T2 Ost
Abb. 27: Räumliche Verteilung der Südlichen Oryx.
41

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Der Klippschliefer weist eine sehr heterogene Verteilung auf (Abb. 28). Klippschliefer wurden
lediglich auf den Transekten 1 und 5 im Westen, sowie 1, 2, und 3 im Osten gesichtet. Für
den Klippschliefer wurde ein Gesamtbestand von 71 ± 31,02 Tieren mit einer Dichte von 0,39
± 0,17 Individuen pro km 2 berechnet.
T5 West
T6 West
T1 West
T1 Ost
T3 Ost
T7 West
T4 Ost
T2 Ost
Abb. 28: Räumliche Verteilung des Klippschliefers.
42

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Für das Warzenschwein wurde ein Bestand von 52 ± 25,71 Individuen sowie eine Dichte von
0,29 ± 0,14 Individuen pro km 2 berechnet. Während Warzenschweine im östlichen Teilgebiet
auf allen Transekten gesichtet werden konnten, blieben Sichtungen im Westen auf Transekt
1 beschränkt (Abb. 29). Obwohl das Warzenschwein im Osten homogener verbreitet ist,
konnten in beiden Teilgebieten gleich viele Sichtungen gemacht werden.
T5 West
T6 West
T1 West
T1 Ost
T3 Ost
T7 West
T2 Ost
T4 Ost
Abb. 29: Räumliche Verteilung des Warzenschweins.
3.2 „Camera–Trapping“
Insgesamt wurden 210 unabhängige Fotos der Zielarten aufgenommen. Im Westen konnten
insgesamt 145 unabhängige Fotos aufgenommen werden, wobei 18 verschiedenen Zielarten
nachgewiesen wurden. Im Osten wurden hingegen 65 unabhängige Fotos der Zielarten
aufgenommen; dort wurden elf Zielarten nachgewiesen. Während im Osten bereits nach Tag
sechs keine neue Art erfasst wurde, gelang im Westen noch am 30. Tag der Bildnachweis
einer weiteren Zielart (Abb. 30 und 31).
43

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
0 5 10 15 20 25 30
Tage
Abb. 30: Korrelation zwischen Tagen des „Camera-Trapping“ und der Summe der erfassten Zielarten
im Westen des Untersuchungsgebietes.
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
0 5 10 15 20 25 30
Tage
Abb. 31: Korrelation zwischen Tagen des „Camera-Trapping“ und der Summe der erfassten Zielarten
im Osten des Untersuchungsgebietes.
Es bestehen höchst signifikante Unterschiede in Bezug auf die Anzahl der pro Art
aufgenommenen Bilder (p=

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Großer Kudu
Hartmann-Bergzebra
Tschakma-Pavian
Elenantilope
Südafrik. Stachelschwein
Weißschwanzgnu
Warzenschwein
Südliche Oryx
Steinböckchen
Kaama-Kuhantilope
Giraffe
Erdferkel
Kalahari-Springbock
Südafrik. Strauß
Springhase
Kronenducker
Impala
Buschhase
2
1
1
1
1
4
5
5
6
6
6
6
5
4
5
7
8
8
13
11
11
0 5 10 15 20 25 30
15
16
21
29
Osten
Westen
Abb. 32: Anzahl der unabhängigen Fotos für West und Ost, nach Arten.
3.2.2 „Relative Abundance Index“ (RAI)
Der mittlere RAI für alle Kamerafallen im westlichen Untersuchungsgebiet (n = 17
Kamerafallen) beträgt 29,71 für den Westen, sowie 15,19 für den Osten (n = 16
Kamerafallen). Diese Werte wurden mit Hilfe der ersten Formel (Kap. 2.4.2) berechnet.
Somit liegt die Wahrscheinlichkeit, Fotos der Zielarten zu erhalten, im Westen um 95,59%
höher als im Osten. Die RAI-Werte der insgesamt 33 Kamerafallenstandorte sind in Abb. 33
dargestellt. Diese Werte wurden mit Hilfe der zweiten Formel (Kap. 2.4.2) berechnet. Die
Abbildung zeigt, dass die Zielarten in nahezu allen Regionen des Untersuchungsgebietes
vorkommen, und somit homogen verteilt sind. Lediglich von zwei Kameras nahe der
öffentlichen Sandpiste D1967 im östlichen Teilbereich wurden keine Fotos von Zielarten
gemacht. Unterschiede zwischen den beiden Teilgebieten werden hier deutlich: Die
Kamerafallen erreichen insbesondere im westlichen Bereich hohe RAI-Werte von annähernd
100, während der Maximalwert im Osten lediglich 72 beträgt. Die RAI Werte jedes einzelnen
Standortes sind zusätzlich in Tab. B3.1 und B3.2 im Anhang aufgeführt.
45

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Abb. 33: RAI Werte der einzelnen Kamerafallenstandorte als Summe der RAI Werte aller Zielarten.
Auf die jeweiligen Zielarten bezogen liegen die maximalen RAI-Werte zwischen 0,21 (Impala,
Kronenducker Sylvicapra grimmia steinhardti (ZUKOWSKY, 1924) und Springhase) und 3,6
(Großer Kudu) (Abb. 34). Diese Werte wurden mit Hilfe der dritten Formel (Kap. 2.4.2)
berechnet. Die Methode weist damit den Großen Kudu als die im Gesamtgebiet häufigste Art
aus, gefolgt vom Hartmann-Bergzebra und der Elenantilope. Weitere Einzelheiten sind Abb.
34 zu entnehmen.
46

Buschhase
Impala
Kronenducker
Springhase
Südafrik. Strauß
Kalahari-Springbock
Erdferkel
Kaama-Kuhantilope
Südliche Oryx
Steinböckchen
Giraffe
Warzenschwein
Weißschwanzgnu
Südafrik. Stachelschwein
Elenantilope
Tschakma-Pavian
Hartmann-Bergzebra
Großer Kudu
Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Großer Kudu
Hartmann-Bergzebra
Elenantilope
Tschakma-Pavian
Warzenschwein
Steinböckchen
Südafrik. Stachelschwein
Weißschwanzgnu
Giraffe
Südliche Oryx
Kaama-Kuhantilope
Erdferkel
Kalahari-Springbock
Buschhase
Südafrik. Strauß
Springhase
Kronenducker
Impala
1,86
1,75
1,64
1,64
1,53
1,23
1,09
0,82
0,66
0,41
0,21
0,21
0,21
2,84
2,66
2,51
2,51
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4
3,6
Abb. 34: RAI-Werte der erfassten Arten, bezogen auf das Gesamtgebiet.
Bei einer Aufschlüsselung der RAI Werte der Zielarten in Teilgebiete West und Ost werden
große Unterschiede zwischen den erfassten Zielarten deutlich (Abb. 35).
7
6
5
4
3
2
1
0
Westen
Osten
Abb. 35: RAI-Werte der einzelnen Arten, Osten und Westen.
47

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Die RAI-Werte dieser Arten weisen hier mit p=0,003 signifikante Unterschiede auf. Dies
wurde mit dem Wilcoxon-Test geprüft. Im Westen steht der Große Kudu mit einem RAI von
5,94 an erster Stelle, gefolgt vom Hartmann-Bergzebra (4,3) und dem Tschakma-Pavian
(3,28). Im Osten nimmt das Warzenschwein mit einem RAI von 3,51 den höchsten Wert ein,
gefolgt vom Steinböckchen (2,57) und der Südlichen Oryx (1,87). Bei denjenigen Zielarten,
die in beiden Teilgebieten erfasst werden konnten, werden teilweise große Unterschiede
zwischen West und Ost deutlich (Abb. 35): Während Großer Kudu, Hartmann-Bergzebra,
Tschakma-Pavian und Südafrikanisches Stachelschwein Hystrix africaeaustralis (PETERS
1852) im Westen häufiger von Kamerafallen erfasst wurden als im Osten, traten
Warzenschwein, Steinböckchen, Südliche Oryx, Erdferkel und Buschhase im Osten häufiger
auf.
Im Folgenden sollen die räumlichen Verteilungsmuster der Zielarten dargestellt werden,
deren Stichprobengröße ausreichend war, um Tendenzen erkennen zu lassen. Die Karten
der räumlichen Verteilung der übrigen Arten sind im Anhang B 5.2 aufgeführt.
48

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Der Große Kudu ist im Westen nicht nur häufiger, sondern zudem auch deutlich weiter
verbreitet als im Osten (Abb. 36). Die Art wurde an 64,7% der Kamerafallen-Standorte
nachgewiesen. Im Osten wurde die Art nur an drei Standorten (18,8%) erfasst. Während im
Westen dreimal RAI-Werte von bis zu 20 erreicht wurden, wurde im Osten lediglich einmal
ein Wert von bis zu zehn erreicht. Diese Beobachtung deckt sich mit den Erkenntnissen der
Linientransektzählung.
Abb. 36: Räumliche Verteilung des Großen Kudus.
49

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Die Südliche Oryx wurde im Osten häufiger angetroffen als im Westen und war hier auch
weiter verbreitet, ohne dass die Verbreitung im gesamten Untersuchungsgebiet so homogen
wäre wie beim Großen Kudu (Abb. 37). Im Westen wurde die Art nur an drei der 17
Standorte angetroffen (17,6%), im Osten an fünf der 16 Standorte (31%). In beiden
Teilgebieten wurden maximale RAI-Werte bis zehn erreicht. Die Ergebnisse des „Camera-
Trapping“ entsprechen weitgehend denen der Linientransektzählung. Im äußersten Westen
und Südwesten konnte die Südliche Oryx nicht nachgewiesen werden.
Abb. 37: Räumliche Verteilung der Südlichen Oryx.
50

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Das Steinböckchen konnte mit Hilfe der Kamerafallen im Westen an fünf Standorten (29,4%)
erfasst werden, im Osten an vier (25%) (Abb. 38). Die Kamerafallenbilder zeigen, dass das
Steinböckchen weder eine homogen verteilte Art ist, noch besonders häufig anzutreffen ist:
Nur ein Standort im Osten zeigt einen RAI zwischen 15 und 20, im Westen wurde ein
maximaler RAI von 15 erreicht. Im äußersten Westen sowie im äußersten Osten des
Untersuchungsgebietes wurden keine Steinböckchen nachgewiesen.
Diese Ergebnisse sind nicht mit denen der Linientransektzählung deckungsgleich, die das
Steinböckchen als die zweithäufigste Art mit einer ausgesprochen homogenen Verteilung
ausweist.
Abb. 38: Räumliche Verteilung des Steinböckchens.
51

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Das Warzenschwein wurde im Westen an vier Standorten (23,5%) angetroffen. RAI-Werte
von zehn wurden hier nicht überschritten. Im Osten des Untersuchungsgebietes wurde das
Warzenschwein hingegen an sieben und damit an 43,8% der Kamerafallenstandorte
angetroffen (Abb. 39). Hier trat die Art mit RAI-Werten bis 16 auch häufiger auf. Dies deckt
sich mit den Ergebnissen der Linientransektzählung, die ebenfalls zeigt, dass
Warzenschweine im Osten häufiger sind. Im äußersten Westen konnte diese Art nicht
nachgewiesen werden.
Abb. 39: Räumliche Verteilung des Warzenschweins.
52

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Insgesamt drei der östlichen Standorte (18,8%) zeigen Bilder des Hartmann-Bergzebras
(RAI Werte bis 20) (Abb. 40). Im Westen ist das Hartmann-Bergzebra deutlich häufiger und
auch weiter verbreitet (RAI Werte bis 24). Es wurde an elf, und damit an 64,7% aller
Standorte erfasst. Es ist somit im gesamten Untersuchungsgebiet, mit Ausnahme des
südlichen Bereiches, flächendeckend präsent.
Bei dieser Art wird der methodologische Unterschied zwischen der Zählung entlang der
Linientransekte und dem „Camera-Trapping“ deutlich: Entlang der Linientransekte konnten
Hartmann-Bergzebras im östlichen Teilbereich nicht erfasst werden. Insofern unterscheiden
sich die Ergebnisse der beiden Methoden für diese Art erheblich.
Abb. 40: Räumliche Verteilung des Hartmann-Bergzebras.
53

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Das nachtaktive Südafrikanische Stachelschwein zeigte sich an drei Standorten (17,6%) im
Westen und an fünf Standorten (31,3%) im Osten. Der Verbreitungsschwerpunkt liegt im
äußersten Osten, wo die Art RAI-Werte bis fünf erreicht, sowie im westlichen Teilbereich
nahe des Farmhauses und zentral innerhalb dieses Gebietes, wo RAI Werte bis 20 erreicht
wurden (Abb. 41). Aufgrund der nächtlichen Aktivität konnte auch diese Art ausschließlich
über das „Camera-Trapping“ erfasst werden.
Abb. 41: Räumliche Verteilung des Südafrikanischen Stachelschweins.
54

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Das ebenfalls nachtaktive Erdferkel wurde im Westen an vier Standorten (23,5%), im Osten
an fünf Standorten (31,3%) erfasst. Es wurde jeweils einmal ein maximaler RAI-Wert von
acht erreicht (Abb. 42). Aufgrund der nächtlichen Aktivität konnte auch diese Art nur über das
„Camera-Trapping“ erfasst werden.
Abb. 42: Räumliche Verteilung des Erdferkels.
55

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
3.3 Helikopterzählung
Bei den Helikopterzählungen wurde das Großwild des Untersuchungsgebietes erfasst.
Hierzu zählen die folgenden elf Arten: Hartmann-Bergzebra, Elenantilope, Impala, Giraffe,
Kaama-Kuhantilope, Großer Kudu, Streifengnu, Weißschwanzgnu, Kalahari-Springbock,
Ellipsen-Wasserbock und Südliche Oryx. Die übrigen Arten wurden aufgrund ihrer
eingeschränkten Sichtbarkeit vom Helikopter aus nicht erfasst.
3.3.1 Helikopterzählung 2008
Während der Helikopterzählung des Jahres 2008 wurde ein Gesamtbestand von 1142
Individuen aller elf genannten Arten ermittelt. Die mittlere Dichte für das gesamte
Untersuchungsgebiet betrug demnach 6,34 Individuen pro km 2 . Im Westen wurden 731 Tiere
der elf Arten gezählt, im Osten wurden 411 Individuen gezählt, die lediglich vier
verschiedenen Arten angehören (Tab. 9). Die Bestandsdichte im Westen war dabei um
58,9% höher als im Osten (Tab. 9). Die Unterschiede hinsichtlich der Individuenzahl/km 2 sind
mit p=0,062 gemäß Wilcoxon-Test nicht signifikant. Im Jahr 2008 war der Große Kudu im
Gesamtuntersuchungsgebiet die häufigste Art, gefolgt vom Hartmann-Bergzebra und der
Südlichen Oryx. Weitere Einzelheiten sind Tab. 9 zu entnehmen.
Tab. 9: Ergebnisse der Helikopterzählung des Jahres 2008.
Westen Osten Gesamtgebiet
Art Anzahl Ind./ km 2 Anzahl Ind./ km 2 Anzahl Ind./ km 2
Elenantilope 72 0,76 - - 72 0,76
Ellipsen-Wasserbock 6 0,06 - - 6 0,06
Giraffe 4 0,04 - - 4 0,04
Großer Kudu 204 2,15 176 2,07 380 2,11
Hartmann-Bergzebra 114 1,20 143 1,68 257 1,44
Impala 5 0,05 - - 5 0,05
Kaama-Kuhantilope 123 1,30 2 0,02 125 0,66
Kalahari-Springbock 6 0,06 - - 6 0,06
Streifengnu 43 0,45 - - 43 0,45
Südliche Oryx 147 1,55 90 1,06 237 1,31
Weißschwanzgnu 7 0,07 - - 7 0,07
Summe 731 7,69 411 4,84 1142 6,34
3.3.2 Helikopterzählung 2011
Während der Helikopterzählung des Jahres 2011 wurde für alle elf Arten ein Bestand von
1274 Individuen ermittelt. Das entspricht einer Gesamtdichte von 7,08 Individuen pro km 2 . Im
Westen wurden 973 Tiere gezählt, im Osten 301 Tiere, die lediglich vier verschiedenen Arten
angehören (Tab. 10). Im Vergleich der beiden Teilgebiete ist die Dichte an erfassten
56

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
Großsäugern im Westen um 189,3% höher als im Osten (Tab. 10). Im Gegensatz zur
Helikopterzählung des Jahres 2008 sind die Unterschiede hinsichtlich der Individuenzahl/km 2
mit p=0,007 sehr signifikant. Hier kam ebenfalls der Wilcoxon-Test zur Anwendung. Im Jahr
2011 war ebenfalls der Große Kudu die häufigste Art im Gesamtuntersuchungsgebiet,
gefolgt vom Hartmann-Bergzebra und der Südlichen Oryx. Dies entspricht der Rangfolge, die
per Helikopter im Jahr 2008 ermittelt wurde. Weitere Einzelheiten sind Tab. 9 zu entnehmen.
Tab. 10: Ergebnisse der Helikopterzählung des Jahres 2011.
Westen Osten Gesamtgebiet
Art Anzahl Ind./ km 2 Anzahl Ind./ km 2 Anzahl Ind./ km 2
Elenantilope 130 1,37 - - 130 1,37
Ellipsen-Wasserbock 85 0,89 - - 85 0,89
Giraffe 8 0,08 - - 8 0,08
Großer Kudu 210 2,21 75 0,88 285 1,55
Hartmann-Bergzebra 150 1,58 80 0,41 230 1,0
Impala 48 0,51 - - 48 0,51
Kaama-Kuhantilope 115 1,21 36 0,42 151 0,82
Kalahari-Springbock 8 0,08 - - 8 0,08
Streifengnu 75 0,79 - - 75 0,79
Südliche Oryx 110 1,16 110 1,29 220 1,23
Weißschwanzgnu 34 0,36 - - 34 0,36
Summe 973 10,24 301 3,54 1274 7,12
Während der Bestand gegenüber 2008 im westlichen Teilgebiet um 33,16% zunahm,
schrumpfte der Bestand im östlichen Bereich im gleichen Zeitraum um 36,72%. Auf das
gesamte Untersuchungsgebiet bezogen stieg der Bestand während der drei Jahre jedoch um
11,7%.
3.4 Vergleich der Ergebnisse
Übereinstimmend wurde mittels „Distance-Sampling“ und der Helikopterzählung ein
Gesamtbestand zwischen ca. 1200 und 1400 Individuen für das gesamte
Untersuchungsgebiet ermittelt. Weiterhin stellte sich übereinstimmend für alle drei Methoden
heraus, dass im Westen des Untersuchungsgebietes, also in dem vom Wildtierzaun
umgebenen Bereich nicht nur mehr Arten, sondern auch deutlich mehr Individuen leben.
Hinsichtlich der Frage, wie viel mehr Individuen im westlichen Bereich leben, bzw. um wie
viel höher die Dichte/km 2 ist, werden jedoch große Unterschiede zwischen den Methoden
deutlich. Während durch das „Distance-Sampling“ 14,9% mehr Individuen/km 2 (28,4%
absolut) im Westen ermittelt wurden, wurden vom Helikopter aus 189,3% mehr
Individuen/km 2 (223,3% absolut) gezählt. Das „Camera-Trapping“ ergab eine um 95,59%
57

Ergebnisse
__________________________________________________________________________
höhere Wahrscheinlichkeit für Aufnahmen der Zielarten im Westen, was auf eine ebenso viel
höhere Dichte schließen lassen könnte- ein Wert der zwischen dem relativ geringen Wert
des „Distance-Sampling“ und dem sehr hohen Wert der Helikopterzählung liegt. Der
Vergleich der Helikopterzählung des Jahres 2008 mit der des Jahres 2011 zeigt, dass sich
die Unterschiede zwischen den Teilgebieten hinsichtlich der Individuenzahl/km 2
vergrößert haben.
deutlich
Übereinstimmend wurde mit allen drei Methoden der Große Kudu als häufigste Art im
gesamten Untersuchungsgebiet ermittelt. „Camera-Trapping“ und Helikopterzählung weisen
das Hartmann-Bergzebra übereinstimmend als zweithäufigste Art im Untersuchungsgebiet
aus. Im Gegensatz dazu ermittelte die Software DISTANCE das Steinböckchen als
zweithäufigste Art. Hinsichtlich der weiteren Rangfolge der Populationsgröße sind die
Ergebnisse der drei Untersuchungsmethoden zwar unterschiedlich, ein Vergleich zeigt
jedoch Tendenzen, welche Arten zu den häufigeren gehören. Dies sind insbesondere die
Elenantilope, die Kaama-Kuhantilope, die Südliche Oryx und das Warzenschwein. Der
Vergleich der Ergebnisse wirft neben den großen Übereinstimmungen und klar erkennbaren
Tendenzen auch Fragen auf: Obwohl bei der Helikopterzählung über zweimal mehr
Streifengnus als Weißschwanzgnus gezählt wurden, wurden Weißschwanzgnus trotz ihrer
beträchtlichen Größe lediglich einmal entlang der Linientransekte gesichtet und konnten von
Kamerafallen überhaupt nicht erfasst werden.
Unterschiede werden auch hinsichtlich des erfassten Artenspektrums deutlich. Nacht- oder
dämmerungsaktive Arten wie Südafrikanisches Stachelschwein, Erdferkel und Kronenducker
konnten lediglich mittels Kamerafallen nachgewiesen werden.
Bezüglich der räumlichen Verteilung zeigt die überwiegende Zahl der Zielarten bei den
beiden Methoden „Distance-Sampling“ mit Linientransekten und „Camera-Trapping“ jedoch
ähnliche Tendenzen.
58

Diskussion
__________________________________________________________________________
4. Diskussion
Es stellte sich heraus, dass das Artenspektrum im Untersuchungsgebiet mit Hilfe der drei
angewandten Methoden repräsentativ erfasst werden konnte. Neben dieser qualitativen
Aussage konnten auch quantitative Aussagen über die Populationsgröße und Dichte der elf
mit dem Helikopter erfassten Arten gemacht werden, sowie über fünf der über die
Linientransekte erfassten Arten. Zu den 18 durch das „Camera-Trapping“ erfassten Arten
konnten relative Angaben zur Häufigkeit gemacht werden. Durch die auf den
Linientransekten und beim „Camera-Trapping“ aufgenommenen geographischen Daten
konnte die räumliche Verteilung der erfassten Zielarten dargestellt werden. Ein Überblick
über die erfassten Zielarten (auch solche, die außerhalb der Linientransektzählung gesichtet
wurden), wird im Anhang B 4 gegeben.
Verschiedene Ansätze können herangezogen werden, um das Nichterfassen von sechs
Zielarten zu erklären. So scheint sich das Vorkommen des Kap-Klippspringers insbesondere
auf die Region um die Kuduspitze zu beschränken (eigene Beobachtung). Dieser Bereich
gehörte jedoch nicht zum Untersuchungsgebiet. Zudem wurden Arten nicht erfasst, die nicht
nur besonders scheu, sondern darüber hinaus im Untersuchungsgebiet auch besonders
selten sind. Beim Steppenschuppentier handelt es sich um ein bevorzugt nachtaktives Tier
(HOFFMANN 2008), das u. U. durch einen höheren zeitlichen Aufwand beim „Camera-
Trapping“ hätte erfasst werden können. Das Damara-Dikdik scheint eine im
Untersuchungsgebiet besonders seltene Art zu sein (eigene Beobachtung), da sie nur
einmalig außerhalb der Fahrten entlang der Transekte gesichtet werden konnte. Ockerfuß-
Buschhörnchen, Erdmännchen sowie Kap-Borstenhörnchen sind offensichtlich nicht nur
selten sondern darüber hinaus auch versteckt lebende Arten.
Bedingt durch das Artenspektrum, die Individuenzahl- und Dichte lassen sich signifikante
Unterschiede zwischen den beiden Teilbereichen, also dem vom Wildtierzaun umgebenen
und dem offenen, vom Viehzaun umgebenen Teilbereich erkennen. Hier zeigen die drei
Methoden „Distance-Sampling“ mit Linientransekte, „Camera-Trapping“ und
Helikopterzählung gleiche Tendenzen.
Die räumliche Verteilung der Zielarten hängt vom Verlauf des wildsicheren Zaunes ab.
Innerhalb dieses westlichen Teilgebietes leben sieben Arten mehr als im Osten, was auf die
Auswilderung im Laufe der vergangenen 10 Jahre zurückzuführen ist. Zwar wurde auch der
Springhase nur im westlichen Bereich erfasst, da es sich aber um eine natürlicherweise im
Untersuchungsgebiet lebende Art handelt, ist mit großer Sicherheit davon auszugehen, dass
sie auch im Osten vorkommt. Diese Art hätte vermutlich durch einen höheren Sampling-
Aufwand auch im Osten erfasst werden können. Angesichts der wasserabhängigen Arten
wie bspw. Hartmann-Bergzebra, Ellipsen-Wasserbock, Weißschwanzgnu und Streifengnu ist
59

Diskussion
__________________________________________________________________________
es vorstellbar, dass die räumliche Verteilung dieser Arten von der Lage der Wasserstellen
abhängt (siehe hierzu v.a. Anhang B 4). Dies bedarf allerdings einer weiteren Überprüfung.
„Distance-Sampling“ über Linientransekte erweist sich grundsätzlich als geeignet für das
Untersuchungsgebiet, da relativ geringe Individuendichten und kleine Gruppengrößen bei
den meisten Zielarten als Voraussetzungen für das „Distance-Sampling“ gegeben waren.
Allerdings gilt diese Beobachtung nicht für alle erfassten Arten. Während insbesondere
Steinböckchen und auch Großer Kudu bedingt durch eine relativ feste Gruppengröße als
positive Beispiele für die Methode angesehen werden können, erweist sich bspw. der
Tschakma-Pavian als eine Art, deren Bestand nur schwer durch „Distance-Sampling“
ermittelt werden kann, da sie eine äußerst variable Gruppengröße aufweist. Auch der
Bestand der Weißschwanzgnus lässt sich im Untersuchungsgebiet kaum über „Distance
Sampling“ mit Linientransekten berechnen, da die Art äußerst heterogen verteilt ist: Sie lebt
auf einer relativ eng begrenzten Fläche im Südosten des wildsicheren Teilbereiches. Die
strenge Anforderung von mindestens 60 Sichtungen konnte bei dem gegebenen Sampling-
Aufwand nur für das Steinböckchen erreicht werden. Das Steinböckchen ist eine der
wenigen Arten, die im Untersuchungsgebiet keinem menschlichen Jagddruck ausgesetzt
sind- dies könnte neben der sehr homogenen Verteilung und der generellen Häufigkeit ein
Hauptgrund für die hohe Zahl an Sichtungen sein. Für die Arten Großer Kudu,
Warzenschwein, und Südliche Oryx konnten die Bestandsdichten mit eingeschränkter
Verlässlichkeit berechnet werden. Auch für den Klippschliefer wurde noch eine statistisch
annehmbare Bestandsdichte berechnet, die jedoch praktisch wenig über die tatsächliche
Bestandsdichte aussagt: Als Bewohner von Felskuppen und Bergregionen weist der
Klippschliefer eine äußerst heterogene Verteilung auf. Daher erweist sich das „Distance
Sampling“ als ungeeignet für diese Art. Um den Bestand von Klippschliefern zu ermitteln
sollte man sich ausschließlich auf die Felskuppen und Bergregionen konzentrieren. Die
Kotspuren an Felsen weisen deutlich auf eine bestehende Population hin.
Die über weite Strecken dichte Vegetation reduziert wahrscheinlich die Stichprobengröße für
die meisten Arten. Aus dieser Tatsache, wie auch aus der geringen Dichte bei den meisten
Arten ergibt sich die Notwendigkeit zu einem drastisch erhöhten Sampling-Aufwand, je
nachdem für wie viele Arten belastbare Bestandszahlen berechnet werden sollen. Um eine
ausreichend große Anzahl an Sichtungen zu erhalten, die wiederum zu einer verlässlichen
Schätzung durch DISTANCE führt, müsste der Sampling-Aufwand für den Großen Kudu
mindestens verdoppelt (achtfaches Befahren der Transekte), für die Südliche Oryx
mindestens vervierfacht (sechzehnfaches Befahren der Transekte), für das Warzenschwein
mindestens verfünffacht (zwanzigfaches Befahren der Transekte) und für das Hartmann-
Bergzebra mindestens verzehnfacht werden (vierzigfaches Befahren der Transekte). Zudem
60

Diskussion
__________________________________________________________________________
sollte in Zukunft der geforderte Mindestabstand zwischen den Transekten streng eingehalten
werden. Aufgrund der maximalen Entfernung gesichteter Tiere entlang der Linientransekte
von 350 m ergibt sich ein Mindestabstand von >700 m zwischen den Transekten. Dies war
abgesehen von sich kreuzenden Transekten auch jetzt schon gegeben, so dass sich die
Nutzung der bestehenden Transekte auch für zukünftige Untersuchungen anbietet. Die
großen Unterschiede zwischen den einzelnen Transekten bezüglich der Bestandsdichte
haben vielfältige Gründe. Unterschiedliche Habitatspräferenzen der Zielarten kommen
ebenso in Frage wie die Nähe zu Wasserstellen und die Heterogenität des Reliefs.
Insgesamt wurden die bergigen Regionen im äußersten Westen gemieden, wobei Hartmann-
Bergzebra und Großer Kudu hiervon eine Ausnahme bilden. Einzelne Individuen und
Gruppen konzentrieren sich dagegen im Süden des wildsicheren Gebietes. Dies gilt jedoch
nicht für das Hartmann-Bergzebra, eine Art, die sich bevorzugt in gebirgigen Regionen
aufhält (WILSON & MITTERMEIER 2011). Diese Art wurde in dem von der Mehrheit der übrigen
Arten stark frequentierten Bereich im Süden des „high-fenced“ Teilgebietes nicht angetroffen.
Ohne weitere Untersuchungen ist es nicht erklärbar, warum Transekt 2 im Osten eine im
Vergleich so viel niedrigere Bestandsdichte aufweist.
Das „Camera-Trapping“ erwies sich insofern als erfolgreich, als dass über diese Methode die
meisten Zielarten ermittelt werden konnten. Die Graphen, die den zeitlichen Verlauf des
„Camera-Trapping“ in Bezug auf die Summe der erfassten Zielarten zeigen, legen durch
ihren logarithmischen Verlauf nahe, dass durch einen noch erhöhten zeitlichen Aufwand
potentiell alle im Untersuchungsgebiet lebenden Arten erfasst werden könnten.
Insbesondere die nacht- und dämmerungsaktiven Arten wie Kronenducker, Springhase,
Erdferkel und Stachelschwein können als positive Beispiele für das „Camera-Trapping“
gelten, da sie ausschließlich über diese Methode erfasst werden konnten. Da sehr
unterschiedliche Arten untersucht wurden, müssen die ermittelten RAI Werte jedoch
vorsichtig interpretiert werden. Einige Zielarten weisen ein Territorialverhalten auf (z.B.
Steinböckchen), so dass es sich auch bei mehreren unabhängigen Fotos um dasselbe
Individuum handeln kann. Dies könnte den RAI an einzelnen Standorten erhöht, und das
Gesamtbild verzerrt haben. Dennoch können die RAI Werte grundsätzlich auch quantitative
Verhältnisse wiederspiegeln. Dies wurde insbesondere beim Großen Kudu, bei der
Südlichen Oryx und beim Warzenschwein deutlich, deren räumliche Verteilung und
Abundanz den Ergebnissen der Linientransektzählung entspricht. Das gilt jedoch nicht für
das Steinböckchen, dessen Verteilung viel heterogener erscheint, als über die
Linientransekte gezeigt wurde. Das ausgesprochene Territorialverhalten dieser Art könnte
eine mögliche Erklärung sein. Dass „Camera-Trapping“ ein wichtiges Hilfsmittel zur
Erfassung von scheuen Arten ist, zeigen nicht nur die nacht- und dämmerungsaktiven Arten,
61

Diskussion
__________________________________________________________________________
sondern auch das Bergzebra, das im Osten nicht über die Linientransekte, wohl aber mit
Hilfe der Fotofallen erfasst wurde. Zukünftig könnte die Bestimmung der Tierdichte mit
Kamerafallen-basierten Methoden noch weiter verbessert werden (vgl. ROWCLIFFE 2008).
Die permanent verbesserte Technik der Kamerafallen und geringe laufende Kosten machen
das „Camera-Trapping“ neben den beschriebenen Vorteilen in Bezug auf die Ökologie der
Zielarten zu einem effektiven Werkzeug um Wildtierpopulationen zu erfassen, auch wenn für
die vorliegende Untersuchung nur relative Werte ermittelt werden konnten.
Angesichts des extrem hohen benötigten Aufwandes beim „Distance-Sampling“ erweist sich
die Helikopterzählung für das Untersuchungsgebiet als eine besonders gut geeignete
Methode, den Bestand der großen Huftiere schnell und verlässlich zu ermitteln. Auch die
Sichtbarkeit ist von der Luft aus in den meisten Savannentypen, und auch bei dem dieser
Arbeit zugrundeliegenden Untersuchungsgebiet, deutlich besser als vom Boden aus (REILLY
2002, eigene Beobachtung). Allgemein wird die Genauigkeit von Zählungen aus der Luft
jedoch stets überschätzt (JACHMANN 2002). Es ist daher von großer Bedeutung, die Zählung
unter streng standardisierten Bedingungen durchzuführen. Die in der von JACHMANN 2002
dargestellten Tendenz, von der Luft aus weniger Individuen als vom Boden aus zu erfassen,
konnte jedoch nicht bestätigt werden. Es wird empfohlen, gerade bei Gruppen von >20
Individuen Fotos zu machen, um die Genauigkeit zu erhöhen und um Doppelzählungen zu
vermeiden.
Da sich dichte und offene Vegetation im Untersuchungsgebiet mosaikartig abwechseln,
erweist sich die Zählung des Wildbestandes vom Boden aus mittels „Distance-Sampling“ und
von der Luft aus mittels Helikopter, also eine Kombination mehrerer Methoden, als beste
Möglichkeit den Bestand zu erfassen. Dies deckt sich mit den Überlegungen von BOTHMA
(2002) zu Wildtierzählungen im südlichen Afrika. Durch den flächendeckenden Einsatz von
Kamerafallen können Angaben zu den Bestandsdichten und räumlichen Verteilungsmustern
optimiert werden und zudem nachtaktive Arten mit erfasst werden. Insbesondere wenn
genaue Aussagen bspw. über die Biomasse der potentiellen Beutetiere der Braunen Hyäne
oder anderer Prädatoren im Untersuchungsgebiet gemacht werden sollen, ist eine
Kombination mehrerer Methoden unerlässlich.
Grundsätzlich weist das Untersuchungsgebiet ein relativ gutes Nahrungsangebot für Braune
Hyänen und andere Prädatoren auf. Mit ca. acht Individuen/km 2 (zuzüglich der nachtaktiven
Arten Südafrikanisches Stachelschwein und Erdferkel) kann das Untersuchungsgebiet
jedoch nicht als besonders wildreich angesehen werden. Eine vergleichbare Farm im
Khomas-Hochland weist mit 16,5 Individuen/km 2 eine mehr als doppelt so hohe Dichte an
62

Diskussion
__________________________________________________________________________
potentiellen Beutetieren auf (LINNARZ 2012, unveröffentlicht). Obwohl das östliche Teilgebiet
stark für die Fleischjagd genutzt wird, legt die Helikopterzählung nahe, dass sich der
Gesamtbestand innerhalb dreier Jahre leicht erhöhte. Dies konnte vermutlich durch ein
verbessertes Wildtiermanagement erreicht werden. Durch die positive Bestandsentwicklung
von Hartmann-Bergzebra und der Kaama-Kuhantilope im westlichen Teilbereich konnten
sogar Tiere verkauft werden (KEMP 2011, mdl.).
5. Ausblick
Die vorliegende Arbeit zeigt, dass für eine exakte Ermittlung der Wildtierdichte die
Kombination mehrerer Methoden unerlässlich ist. Dies zeigt sich gerade bei einem
weitgefassten Spektrum teils tag- teils nachtaktiver Zielarten, solcher die sehr versteckt oder
relativ exponiert leben, sowie scheuer und weniger scheuer Arten. Um die Aussagen zu
bestimmten Zielarten in Zukunft weiter präzisieren zu können, bspw. um die Biomasse der
potentiellen Beutetiere zu berechnen, ergeben sich folglich zwei Möglichkeiten: Entweder
muss das Spektrum an Zielarten enger gefasst werden, oder der Sampling-Aufwand muss
deutlich erhöht werden.
Durch die Umzäunung des westlichen Teilbereiches kommt dem Farmmanagement und
damit dem Wildtiermanagement eine besonders hohe Bedeutung zu. Hierzu zählen
insbesondere die genaue Berechnung der Bestockungsrate, die Bekämpfung der
fortschreitenden Verbuschung, die Versorgung der Wildtiere mit einer ausreichenden Anzahl
funktionsfähiger Wasserstellen, sowie die Versorgung mit ausreichend Nährsalzen über die
Einrichtung von Salzlecken. Neben der grundsätzlich positiven Wiederansiedlung ehemals
heimischer Arten wie der Giraffe oder dem Kalahari-Springbock sollte die Ansiedlung von
Neozooen wie dem Weißschwanzgnu oder dem Ellipsen-Wasserbock jedoch kritisch
betrachtet werden. Wechselseitige Einflüsse dieser Arten auf heimische Arten und
Vegetation müssten genauer untersucht werden, bevor eine abschließende Bewertung
möglich ist. Grundsätzlich ist die Sicherung des Wildtierbestandes jedoch auf Grund zweier
bedeutender Faktoren eigennütziges Interesse des Farmmanagements: Zum einen ist der
Landbesitz in Namibia bereits seit 1967 durch die „Nature Conservation Ordinance No. 31“
mit dem Besitz der auf diesem Land lebenden Tiere verknüpft (BARNES & DE JAGER 1996) –
zum anderen wird eben dieses Wild touristisch bei Jagd- und Fotosafaris genutzt. Ein reicher
und gesunder Wildbestand ist daher für den wirtschaftlichen Erfolg der Farm
ausschlaggebend. Insgesamt könnte das Untersuchungsgebiet daher auch in Zukunft eine
ausreichend große Nahrungsgrundlage für Prädatoren wie Leopard und Braune Hyäne
bieten. Um Auswirkungen der Managementunternehmungen im Untersuchungsgebiet jedoch
genauer zu verstehen, wie auch um ökologischen Fragestellungen genauer nachgehen zu
können, sind zusätzliche Untersuchungen nötig.
63

Zusammenfassung
__________________________________________________________________________
6. Zusammenfassung
Der Kenntnis von Bestandsgrößen biologischer Populationen kommt allgemein eine große
Bedeutung zu. Innerhalb der vergangenen Jahrzehnte haben sich zahlreiche Methoden als
besonders effektiv herausgestellt, Wildtierpopulationen im Allgemeinen und Populationen
mittelgroßer bis großer Säuger im Speziellen zu erfassen. Um den Bestand von Wildtieren,
besonders den von Huftieren, die im Beutespektrum von Prädatoren eine entscheidende
Rolle spielen, in einem Untersuchungsgebiet zu ermitteln, wurden drei verschiedene
Methoden angewandt: 1. „Distance-Sampling“ mit Linientransekten, 2. „Camera-Trapping“,
und 3. Helikopterzählung. Während „Distance Sampling“ und die Helikopterzählung absolute
Zahlen zu den Beständen lieferten, konnte mit Hilfe des „Camera-Trapping“ ein Index für die
Dichte („Relative Abundance Index“) berechnet werden. Durch das breite Spektrum an
Zielarten war die Kombination mehrerer Methoden unerlässlich.
Die Untersuchung wurde zwischen September 2008 und November 2011 in der Region
Erongo, Namibia durchgeführt. Ausgangspunkt der Untersuchung war ein ca. 170 km
nordwestlich der Hauptstadt Windhoek gelegenes Farmgebiet mit einer Gesamtgröße von
180 km 2 .
Die Art der Umzäunung gliedert das Untersuchungsgebiet in einen 85 km 2 großen „offenen“
Bereich sowie einen 95 km 2 großen „geschlossenen“ Bereich, der von einem wildsicheren
Zaun umgeben ist. Letztgenanntes Gebiet kann von Huftieren mit einer Körpergröße >60 cm
weder verlassen noch besiedelt werden. Hier wurden jedoch während der vergangenen
Jahre acht verschiedene Arten ausgewildert.
Die drei Methoden lieferten nicht exakt gleiche Ergebnisse, es waren jedoch weitestgehend
gleiche Tendenzen erkennbar. Insgesamt konnten von 27 im Untersuchungsgebiet lebenden
potentiellen Beutetieren 21 Arten erfasst werden. Das entspricht 77,8% aller Zielarten. Mit
Hilfe des „Camera-Trapping“ konnten 77% aller Zielarten erfasst werden, mittels „Distance-
Sampling“ 63% und mittels Helikopterzählung immerhin noch 41%. Sechs verschiedene
Arten bzw. 22% der Zielarten konnten durch keine der angewandten Methoden erfasst
werden. Durch das „Distance-Sampling“ konnte gezeigt werden, dass die untersuchten Arten
meist in Gruppen bis zu fünf Individuen auftreten. Weißschwanzgnus und Paviane bilden
hiervon eine Ausnahme, da sie meist in deutlich größeren Gruppen auftreten. Mittels
„Distance-Sampling“ und Helikopterzählung wurde übereinstimmend ein Gesamtbestand von
ca. 1300-1400 Individuen absolut und eine Dichte von 7-8 Individuen/km 2 ermittelt. Mit Hilfe
der gewählten Methoden konnten signifikante Unterschiede bezüglich der
Artzusammensetzung und der Individuenzahl in den beiden Teilgebieten festgestellt werden.
64

Zusammenfassung
__________________________________________________________________________
Sieben verschiedene Arten wurden ausschließlich im Westen des Untersuchungsgebietes
erfasst, was auf die Auswilderung innerhalb der vergangenen Jahre zurückzuführen ist.
Grundsätzlich zeigten alle drei Methoden, dass sich im Westen auch mehr Individuen
aufhalten. „Distance-Sampling“ ermittelte 14,9% mehr Individuen/km 2
(28,4% absolut) im
Westen, das „Camera-Trapping“ ergab eine um 95,59 % höhere Wahrscheinlichkeit für Fotos
im Westen, was auf eine ebenso viel höhere Dichte schließen lassen könnte. Vom Helikopter
aus wurden 189,3% mehr Individuen/km 2 (223,3% absolut) im Westen gezählt. Diese großen
Abweichungen sind auf methodologische Unterschiede zurückzuführen. Übereinstimmend
für alle drei Methoden wurde der Große Kudu als häufigste Art ermittelt. Weitere häufige
Arten sind Hartmann-Bergzebra, Elenantilope, Südliche Oryx, Steinböckchen, Kaama-
Kuhantilope und Warzenschwein. Nacht- oder dämmerungsaktive Arten wie
Südafrikanisches Stachelschwein und Erdferkel konnten ausschließlich mittels Kamerafallen
nachgewiesen werden. Bezüglich der räumlichen Verteilung zeigt die überwiegende Zahl der
Zielarten bei den beiden Methoden „Distance-Sampling“ mit Linientransekten und „Camera-
Trapping“ ähnliche Tendenzen: Während der südliche Bereich des Westens besonders stark
frequentiert wurde, wurden gebirgige Regionen eher gemieden.
Insgesamt weist das Gebiet eine ausreichende Nahrungsgrundlage für Prädatoren auf. Dies
könnte auch in Zukunft so bleiben, da ein großer und gesunder Wildtierbestand
eigennütziges Interesse des Farmmanagements ist.
Um die Aussagen zur Wildtierdichte und räumlichen Verteilung der Arten präzisieren zu
können, sind jedoch weitere Untersuchungen erforderlich. Allerdings sollte entweder das
betrachtete Artenspektrum verringert werden, oder aber der Sampling-Aufwand,
insbesondere beim „Distance Sampling“ deutlich erhöht werden.
65

Literaturverzeichnis
__________________________________________________________________________
7. Literaturverzeichnis
BARNES J. I. & DE JAGER J.V.L. (1996). Economic and financial incentives for wildlife use on
private land in Namibia and the implications for policy. S. Afr. J. Wildl. Res. 26(2): 37–46
BARRACLOUGH, R.K. (2000). Distance sampling: A discussion document produced for the
Department of Conservation. Department of Conservation, Wellington - 26 pp.
BARRY, R., BLOOMER, P., HOECK, H. & SHOSHANI, H. (IUCN SSC AFROTHERIA SPECIALIST
GROUP) (2008). Procavia capensis. In: IUCN 2012. IUCN Red List of Threatened
Species. Version 2012.1. . Abgerufen am 12.06.2012.
BIBBY, C. J., BURGESS, N.D., HILL, D.A. & S.H. MUSTOE (2000). Line Transect. In: Bird
Census Techniques. Second edition. London, Elsevier. pp. 65-90
BirdLife International (2012). Struthio camelus. In: IUCN 2012. IUCN Red List of Threatened
Species. Version 2012.1 (online). . Abgerufen am 6.8.2012.
BOTHMA, J. DU P. (ed.) (2002). Game Ranch Management. Van Schaik Publishers, Pretoria.
BUCKLAND, S.T., ANDERSON, D.R., BURNHAM, K.P. & LAAKE, J.L. (1993) Distance Sampling:
Estimating Abundance of Biological Populations. Chapman & Hall, London, UK.
BÜHL, A. & ZÖFEL, P. (2005). SPSS 12. Einführung in die moderne Datenanalyse unter
Windows. 9. überarbeitete und erweiterte Auflage. Pearson, München.
BURNHAM, K.P., ANDERSON, D.R. & LAAKE, J.L. (1980) Estimation of Density from Line
Transect Sampling of Biological Populations. Wildlife Monographs No. 72.
BUTYNSKI, T.M.M. & DE JONG, Y. (2008). Pedetes capensis. In: IUCN 2012. IUCN Red List of
Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen am 6.8.2012.
CARBONE, C., CHRISTIE, S., CONFORTI, K., COULSON, T., FRANKLIN, N., GINSBERG, J.R.,
GRIFFITHS, M., HOLDEN, J., KAWANISHI, K., KINNAIRD, M., LAIDLAW, R., LYNAM, A.,
MACDONALD, D.W., MARTYR, D., MCDOUGAL, C., NATH, L., O'BRIEN, T., SEIDENSTICKER, J.,
SMITH, D.J.L., SUNQUIST, M., TILSON, R., & W. SHAHRUDDIN, W.N. (2001). The use of
photographic rates to estimate densities of tigers and other cryptic mammals. Animal
Conservation 4:75–79.
CASSEY, P. & MCARDLE, B.H. (1999). An Assessment of Distance Sampling Techniques for
estimating animal abundance. Environmetrics, 10, 261 - 278
COLLINS, K., KRYGER, U., MATTHEE, C., KEITH, M. & VAN JAARSVELD, A. (2008). Lepus
saxatilis. In: IUCN 2012. IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.1.
. Abgerufen am 12.06.2012.
CONNOLLY, G. E. (1981). Assessing populations. In: WALLMO, O.C. (ed.). Mule and blacktailed
deer of North America. Lincoln: University of Nebraska Press: 287-345.
CUMMING, D.H.M. (2008). Phacochoerus africanus. In: IUCN 2011. IUCN Red List of
Threatened Species. Version 2011.2. (online). . Abgerufen am
12.06.2012.
DEDEKIND, R. (2011). The Importance of Game Counts (online).
66

Literaturverzeichnis
__________________________________________________________________________
Abgerufen am 25.07.2012.
DEL HOYO, J., ELLIOTT, A. & SARGATAL, J. eds. (1992): Handbook of the Birds of the World.
Vol. 1. Lynx Edicions, Barcelona.
DIGITALER ATLAS VON NAMIBIA, Universität Köln (online). (Ohne Jahr)
Abgerufen am 25.07.2012.
EAST, R. (1999). African Antilope Database 1998. IUCN/SSC Antilope Specialist Group.
IUCN, Gland, Switzerland and Cambridge, UK.
EMLEN, J.T. & DEJONG, M.J. (1981). The application of song detection threshold distance to
census operations. Pp. 346.352 in Ralph, C.J.; Scott, J.M. (Eds) Estimating numbers of
terrestrial birds. Studies in Avian Biology No. 6. Cooper Ornithological Society, Allan
Press, Kansas.
FENNESSY, J. & BROWN, D. (2010). Giraffa camelopardalis. In: IUCN 2011. IUCN Red List of
Threatened Species. Version 2011.2. . Abgerufen am 12.06.2012.
FÖRSTER, B. & FÖRSTER, H. (2008). Studying cheetahs, leopards and brown hyaenas of the
African savannah bushland. Expedition Report, Biosphere Expeditions.
GREENWOOD, J.D. & R.A. ROBINSON (2006): General Census Methods. In: SUTHERLAND,
W.J. (Hrsg.), Ecological Census Techniques - a Handbook, Cambridge University Press.
Cambridge - pp 141-147.
GRUBB, P. (2008). Hystrix africaeaustralis. In: IUCN 2012. IUCN Red List of Threatened
Species. Version 2012.1. . Abgerufen am 6. August 2012.
GRÜNERT, N. (2005) Namibia. Fascination of Geology. Klaus Hess Publishers 3rd edition,
Göttingen; Windhoek.
GÜNTER, L. (2011). Praktikumsbericht Okomitundu. Unveröffentlicht.
HALTENORTH, T. & DILLER, H. (1977). Säugetiere Afrikas und Madagaskars. BLV
Verlagsgesellschaft, München.
HOFFMANN, M. (2008). Smutsia temminckii. In: IUCN 2012. IUCN Red List of Threatened
Species. Version 2012.1. (online) . Abgerufen am 27.08.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Alcelaphus buselaphus ssp. caama. In:
IUCN 2012. IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.1.
. Abgerufen am 12.06.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Antidorcas marsupialis. In: IUCN 2012.
IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen
am 12.06.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Connochaetes gnou. In: IUCN 2012. IUCN
Red List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen am
12.06.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Connochaetes taurinus. In: IUCN 2012.
67

Literaturverzeichnis
__________________________________________________________________________
IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen
am 12.06.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Kobus ellipsiprymnus. In: IUCN 2012.
IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen
am 12.06.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Madoqua kirkii. In: IUCN 2012. IUCN Red
List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen am
12.06.2012. Abgerufen am 12.06.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Oreotragus oreotragus. In: IUCN 2012.
IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen
am 12.06.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Raphicerus campestris. In: IUCN 2012.
IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen
am 12.06.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Sylvicapra grimmia. In: IUCN 2012. IUCN
Red List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen am
12.06.2012.
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Tragelaphus oryx. In: IUCN 2012. IUCN
Red List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen am
5.8.2012
IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST GROUP (2008). Tragelaphus strepsiceros. In: IUCN 2011.
JACHMANN, H. (2002). Comparison of aerial counts with ground counts for large African
herbivores. Journal of Applied Ecology 2002. 39, 841–852.
JACKSON, R.M., ROE, J.D., WANGCHUK, R. & HUNTER, D.O. (2006). Estimating snow leopard
population abundance using photography and capture-recapture techniques. Wildlife
Society Bulletin 34:772–781.
JENKS, K.T., CHANTEAP, P., DAMRONGCHAINARONG, K., CUTTER, P., CUTTER, C., REDFORD, T.,
LYNAM A.J., HOWARD, J., AND LEIMGRUBER, P. (2011). Using relative abundance indices
from camera-trapping to test wildlife conservation hypotheses – an example from Khao
Yai National Park, Thailand. Tropical Conservation Science Vol. 4 (2): 113-131.
KARANTH, K. U., & NICHOLS, J. D. (1998). Estimation of Tiger densities in India using
photographic captures and recaptures. Ecology 79:2852–2862.
KEMP, C. (2010), Farm Okomitundu. Abgerufen
am 13.05.2012.
KEMP, C. (2011). Mündliche Mitteilung.
KEMPF, J. (1994). Probleme der Land-Degradation in Namibia. Würzburger Geographische
Manuskripte, Heft 31. Würzburg. pp. 164.
KINGDON, J., BUTYNSKI, T.M. & DE JONG, Y. (2008). Papio cynocephalus. In: IUCN 2012.
IUCN Red List of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen
am 12.06.2012.
68

Literaturverzeichnis
__________________________________________________________________________
KREBS, C. J. (1985). Ecology: The Experimental Analysis of Distribution and Abundance, 3rd
edn. New York: Harper Collins.
LI, S., WANG, D., GU, X. & MCSHEA, W.J. (2010). Beyond pandas, the need for a
standardized monitoring protocol for large mammals in Chinese nature reserves.
Biodiversity and Conservation 19:3195–3206.
LINDSEY, P., CILLIERS, S., GRIFFIN, M., TAYLOR, A., LEHMANN, T. & RATHBUN, G. (IUCN SSC
AFROTHERIA SPECIALIST GROUP) (2008). Orycteropus afer. In: IUCN 2012. IUCN Red List
of Threatened Species. Version 2012.1. . Abgerufen am
12.06.2012.
LINKIE, M., DINATA, Y., NUGROHO, A. & HAIDIR, I.A. (2007). Estimating occupancy of data
deficient mammalian species living in tropical rainforests: Sun bears in the Kerinci Seblat
region, Sumatra. Biological Conservation 137:20–27.
LINNARZ, S. (2012). Vergleich von Beutespektren namibischer Prädatoren mit Schwerpunkt
auf dem Leopard (Panthera pardus). Diplomarbeit. Universität Bonn. Unveröffentlicht.
LOGAN, R.F. (1960): The Central Namib Desert, N.A.S., N.R.C. Publ., 785, pp. 162.
MARQUES, T. (2009). Distance sampling: estimating animal density. Significance Magazine.
Volume 6 Issue 3. pp. 136-137.
MILLS, G. & HES, L. (eds.) (1999). Säugetiere des südlichen Afrikas; Eine illustrierte
Enzyklopädie. Könemann Verlagsgesellschaft mbH, Köln.
MORRUZZI, T.L., FULLER, T.K., DEGRAAF, R.M., BROOKS, R.T., & LI, W. (2002). Assessing
remotely triggered cameras from surveying carnivore distribution. Wildlife Society Bulletin
30:380–386.
MÜHLENBERG, M. (1993). Freilandökologie. Quelle und Meyer, Heidelberg, Wiesbaden -
pp 271-308.
Namibia. Map. Encyclopædia Britannica Online. (1998). (online)
Abgerufen am. 21.05.2012.
NAMWATER (2006). (online)
Abgerufen am 22.05.2012.
NEFF, D. J. (1968). The pellet-group count technique for big game trend, census, and
distribution: a review. Journal of Wildlife Management 32:597-614.
NORTON-GRIFFITHS, M. (1978). Counting Animals. Second edition. African Wildlife
Leadership Foundation, Nairobi.
NOVELLIE, P. (2008). Equus zebra. In: IUCN 2011. IUCN Red List of Threatened Species.
Version 2011.2 (online). . Abgerufen am 12.06.2012.
O'BRIEN, T.G., KINNAIRD, M.F. & WIBISONO, H.T. (2003). Crouching tigers, hidden prey:
Sumatran tiger and prey populations in a tropical forest landscape. Animal Conservation
6:131–139.
69

Literaturverzeichnis
__________________________________________________________________________
OTIS, D. L., K. P. BURNHAM, G. C. WHITE, AND D. R. ANDERSON. (1978). Statistical inference
from capture data on closed animal populations. Wildlife Monographs 62:1–135.
POLLOCK, K. H., J. D. NICHOLS, C. BROWNIE, AND J. E. HINES. (1990). Statistical inference for
capture–recapture experiments. Wildlife Monographs 107.
RDUCH, V. (2012) Ökologie und Populationsstatus des Pukus (Kobus vardonii
Livingstone, 1857) in Sambia. Dissertation. Universität Bonn. In preparation.
REILLY, B.K. (2002). Precision of helicopter-based total-area counts of large ungulates in
bushveld. Koedoe 45(2): 77–83. Pretoria.
ROWCLIFFE, J. M., FIELD, J., TURVEY, S. T. & C. CARBONE (2008) Estimating animal density
using camera traps without the need for individual recognition. Journal of Applied Ecology
2008, 45 , 1228–1236
ROYLE, J.A., & J.D. NICHOLS. (2003). Estimating Abundance from Repeated Presence-
Absence Data or Point Counts. Ecology 84(3):777-790.
SOULE , M. E. (1986). Conservation Biology: the Science of Scarcity and Diversity.
Sunderland, MA: Sinauer Associates.
SUTHERLAND, W. J. (ed.) (2006). Ecological Census Techniques-a handbook. Second
Edition. Cambridge University Press, Cambridge.
THOMAS, L., BUCKLAND, S.T., BURNHAM, K.P., ANDERSON, D.R., LAAKE, J.L., BORCHERS, D.L.
& S. STRINDBERG (2002): Distance sampling. In: ELSHAARAWI, A.H.W.W.P. (Hrsg.),
Encyclopedia of Environmetrics, John Wiley & Sons. Chichester Volume 1 - pp 544–552.
THOMAS, L., S.T. BUCKLAND, E.A. REXSTAD, J. L. LAAKE, S. STRINDBERG, S. L. HEDLEY, J. R.B.
BISHOP, T. A. MARQUES & K. P. BURNHAM. (2010). Distance software: design and analysis
of distance sampling surveys for estimating population size. Journal of Applied Ecology
47: 5-14.
TOBLER, M.W., CARRILLO-PERCASTEGUI S.E., LEITE PITMAN, R., MARES, R. & G. POWELL
(2008). An evaluation of camera traps for inventorying large- and medium-sized terrestrial
rainforest mammals. Animal Conservation 11. 169–178
TROLLE, M. & KÉRY, M. (2003) Estimation of ocelot density in the Pantanal using capturerecapture
analysis of camera-trapping data. Journal of Mammalogy, Vol. 84, No. 2, pp.
607-614.
VAN DEN ELZEN, R. & D. KURIAKOSE (2011). Wildlife Research Okomitundu (WRON)- Die
neue Feldstation des ZFMK in Namibia. Koenigiana. Sonderdruck der Alexander Koenig
Gesellschaft. Band 5 (1). Bonn.
VAN DEN ELZEN, R. (2012). Mündliche Mitteilung.
WAGENSEIL, H. (2008). Savannen im Satellitenbild: Ein Ansatz zur Modellierung von
Gehölzdichte und Verbuschung in Namibia. Dissertation. Universität Nürnberg-Erlangen.
WARD, D. (2005): Do we understand the causes of bush encroachment in African
savannas?. African Journal of Range & Forage Science, 22:2, 101-105
70

Literaturverzeichnis
__________________________________________________________________________
WILSON, D.E. & MITTERMEIER, R.A. eds. (2011). Handbook of the Mammals of the World.
Vol. 2. Hoofed Mammals. Lynx Edicions, Barcelona.
WORLDWEATHERONLINE (2012). Otjimbingwe Weather, Namibia Weather Averages. (online).
Abgerufen am 20.07.2012
71

Tabellenverzeichnis
__________________________________________________________________________
Tabellenverzeichnis
Tab. 1: Säugetierspezies auf Okomitundu. Die potentiellen Beutetiere sind unterstrichen.
Ausgewilderte Arten sind mit * gekennzeichnet (verändert nach FÖRSTER & FÖRSTER
2008).
Tab. 2: Robuste Model Definitions, die bei der Analyse genutzt wurden (nach BUCKLAND ET
AL. 1993).
Tab. 3: Länge der Transekte und Sampling-Aufwand.
Tab. 4: Übersicht: Welche Art wurde mit welcher Methode erfasst?
Tab. 5: Ergebnisse der Linientransekte
Tab. 6: Berechnung der Individuenzahl mit Hilfe von DISTANCE für das
Gesamtuntersuchungsgebiet und beide Teilgebiete.
Tab. 7: DISTANCE Analyse nach Transekten.
Tab. 8: DISTANCE Analyse nach Arten.
Tab. 9: Ergebnisse der Helikopterzählung des Jahres 2008.
Tab. 10: Ergebnisse der Helikopterzählung des Jahres 2011.
Tab. B 1.1: Gesamtübersicht der Sichtungen, Westen und Osten.
Tab. B 2.1: DISTANCE Schätzungen für die Teilgebiete Ost und West.
Tab. B 2.2: DISTANCE Schätzungen nach Linientransekten.
Tab. B 2.3: DISTANCE Schätzungen nach Arten.
Tab. B 3.1: RAI der Kamerafallenstandorte, Osten.
Tab. B 3.2: RAI der Kamerafallenstandorte, Westen.
Tab. B 3.3: RAI-Werte der einzelnen Arten, Osten und Westen.
72

Abbildungsverzeichnis
__________________________________________________________________________
Abbildungsverzeichnis
Abb. 1: Namibia. Die Lage des Untersuchungsgebietes ist durch den roten Pfeil
gekennzeichnet. Verändert nach Encyclopædia Britannica, Online.
Abb. 2: Dornbuschsavanne mit Blick auf die Kuduspitze.
Abb. 3: Trockenflussbett mit angrenzendem Waldland.
Abb. 4: Vegetation der Farm Okomitundu (KOZAK, MANEKE & PADBERG 2006 in FÖRSTER &
FÖRSTER 2008).
Abb. 5: Aufbau des Wildtierzauns.
Abb. 6: Farmgebiet Okomitundu. Wasserstellen sind als blaue Punkte dargestellt.
Abb. 7: Der Große Kudu zeichnet sich durch ein braunes Fell mit feinen vertikalen Streifen
aus. Die Männchen tragen geschraubte Hörner.
Abb. 8: Bei der Südlichen Oryx tragen beide Geschlechter lange spitze Stangen. Die
schwarze Fellzeichnung ist sehr markant.
Abb. 9: Steinböckchen Raphicerus campestris steinhardti (ZUKOWSKI 1924) leben solitär
oder als Paar bevorzugt im Dickicht. Nur Männchen tragen gerade spitze Hörner.
Abb. 10: Als einzige Art innerhalb der Suidae ist das Warzenschwein auch in offener
Landschaft anzutreffen.
Abb. 11: Hartmann-Bergzebras Equus zebra hartmannae MATSCHIE, 1898 bevorzugen
gebirgige Regionen, suchen jedoch zum Trinken täglich Wasserstellen auf.
Abb. 12: Giraffen wurden in historischer Zeit im Bereich des Untersuchungsgebietes
ausgerottet. In den vergangenen Jahren wurde die Art hier jedoch erfolgreich
wiederangesiedelt.
Abb. 13: Schema des Distance Samplings. Im Untersuchungsgebiet der Fläche A bewegt
sich der Beobachter entlang der Linie L. Bei einer Sichtung wird die Entfernung r
nebst Winkel θ gemessen. Die lotrechte Entfernung ergibt sich dann aus x = r sin(θ)
(verändert nach BUCKLAND 1993).
Abb. 14: Rot unterlegt der Bereich von 180°, in dem Sichtungen aufgenommen wurden. Der
Pfeil entspricht der Fahrtrichtung entlang des Transektes.
Abb. 15: Lage und Namen der Linientransekte im Untersuchungsgebiet.
Abb. 16: Standorte der 17 Kamerafallen im Westen (grün) und der 16 Kamerafallen im
Osten (rot).
Abb. 17: Sichtungen pro km, für den Osten und den Westen.
Abb. 18: Sichtungen nach senkrechter Entfernung.
Abb. 19: Sichtungen im Osten und Westen, nach Arten.
Abb. 20: Anzahl der gesichteten Individuen im Osten und Westen, nach Arten.
Abb. 21: Gruppengrößen im Westen, nach Arten.
Abb. 22: Gruppengrößen im Osten, nach Arten.
Abb. 23: Mittlere Gruppengrößen nach DISTANCE.
Abb. 24: Räumliche Verteilung der Zielarten. Es sind alle Sichtungen aufgeführt.
Abb. 25: Räumliche Verteilung des Großen Kudus.
Abb. 26: Räumliche Verteilung des Steinböckchens.
Abb. 27: Räumliche Verteilung der Südlichen Oryx.
Abb. 28: Räumliche Verteilung des Klippschliefers.
Abb. 29: Räumliche Verteilung des Warzenschweins.
Abb. 30: Korrelation zwischen Tagen des „Camera-Trapping“ und der Summe der erfassten
Zielarten. Westen des Untersuchungsgebietes.
Abb. 31: Korrelation zwischen Tagen des „Camera-Trapping“ und der Summe der erfassten
Zielarten. Osten des Untersuchungsgebietes.
73

Abbildungsverzeichnis
__________________________________________________________________________
Abb. 32: Anzahl der unabhängigen Fotos für West und Ost, nach Arten.
Abb. 33: RAI-Werte der einzelnen Kamerafallenstandorte als Summe der RAI Werte aller
Zielarten.
Abb. 34: RAI-Werte der erfassten Arten, bezogen auf das Gesamtgebiet.
Abb. 35: RAI-Werte der einzelnen Arten, Osten und Westen.
Abb. 36: Räumliche Verteilung des Großen Kudus.
Abb. 37: Räumliche Verteilung der Südlichen Oryx.
Abb. 38: Räumliche Verteilung des Steinböckchens.
Abb. 39: Räumliche Verteilung des Warzenschweins.
Abb. 40: Räumliche Verteilung des Hartmann-Bergzebras.
Abb. 41: Räumliche Verteilung des Südafrikanischen Stachelschweins.
Abb. 42: Räumliche Verteilung des Erdferkels.
Abb. B 5.1.1: Räumliche Verteilung des Hartmann-Bergzebras.
Abb. B 5.1.2: Räumliche Verteilung des Buschhasen.
Abb. B 5.1.3: Räumliche Verteilung der Elenantilope.
Abb. B 5.1.4: Räumliche Verteilung der Giraffe.
Abb. B 5.1.5: Räumliche Verteilung der Impala.
Abb. B 5.1.6: Räumliche Verteilung der Kaama-Kuhantilope.
Abb. B 5.1.7: Räumliche Verteilung des Tschakma-Pavians.
Abb. B 5.1.8: Räumliche Verteilung des Kalahari-Springbocks.
Abb. B 5.1.9: Räumliche Verteilung des Südafrikanischen Straußes.
Abb. B 5.1.10: Räumliche Verteilung des Streifengnus.
Abb. B 5.1.11: Räumliche Verteilung des Ellipsen-Wasserbocks.
Abb. B 5.1.12: Räumliche Verteilung des Weißschwanzgnus.
Abb. B 5.2.1: Räumliche Verteilung des Buschhasen.
Abb. B 5.2.2: Räumliche Verteilung der Elenantilope.
Abb. B 5.2.3: Räumliche Verteilung der Giraffe.
Abb. B 5.2.4: Räumliche Verteilung der Impala.
Abb. B 5.2.5: Räumliche Verteilung des Kronenduckers.
Abb. B 5.2.6: Räumliche Verteilung der Kaama-Kuhantilope.
Abb. B 5.2.7: Räumliche Verteilung des Tschakma-Pavians.
Abb. B 5.2.8: Räumliche Verteilung des Kalahari-Springbocks.
Abb. B 5.2.9: Räumliche Verteilung des Springhasen.
Abb. B 5.2.10: Räumliche Verteilung des Südafrikanischen Straußes.
Abb. B 5.2.11: Räumliche Verteilung des Weißschwanzgnus.
74

Danksagung
__________________________________________________________________________
A Danksagung
Ganz herzlich möchte ich mich bei DR. RENATE VAN DEN ELZEN bedanken, die nicht nur die
Durchführung der Bachelorarbeit am Zoologischen Forschungsmuseum Alexander Koenig
und den damit verbundenen Feldaufenthalt in Namibia ermöglichte, sondern auch die
Erstkorrektur übernommen hat. DR. VERA SCHLÜSSEL danke ich für die Übernahme der
Zweitkorrektur.
DIPL.-BIOL. KATHRIN SCHIDELKO und DIPL.-BIOL. DARIUS STIELS danke ich besonders herzlich
für die geduldige Beantwortung von Fragen, für anregende fachliche Diskussionen und Hilfe
bei der Statistik.
DIPL.-BIOL. VERA RDUCH danke ich sehr für die Hilfe beim Umgang mit der Software
DISTANCE sowie für zahlreiche weitere wertvolle Hinweise.
Mein Dank gilt außerdem DR. KLAUS RIEDE, der bereitwillig bei Fragen zu ArcMap GIS half.
DIPL.-BIOL. DANY KURIAKOSE, CATHERINE ACQUAH und TOBIAS SPANKE danke ich herzlich für
die große Unterstützung bei der Datenaufnahme. Ohne ihre Hilfe wäre die Datenaufnahme
nicht möglich gewesen. DIPL. BIOL. DANY KURIAKOSE danke ich außerdem für die zur
Verfügung gestellten Daten des „Camera-Trapping“ sowie den regen Austausch zu
fachlichen Fragen.
CORNELIUS KEMP danke ich für die Daten zur Helikopterzählung, die er mir bereitwillig zur
Verfügung stellte, außerdem für die Beantwortung vieler Fragen rund um den
Wildtierbestand auf Okomitundu und für anregende Gespräche.
75

Anhang
__________________________________________________________________________
B Anhang
Im Anhang befinden sich folgende Ergebnisse:
B1: Gesamtübersicht der von den Linientransekten gemachten Sichtungen
B2: Ergebnisse der DISTANCE Schätzungen
B3: RAI-Werte der einzelnen Kamerafallenstandorte
B4: Vorstellung der erfassten Zielarten
B5: Darstellung der räumlichen Verteilung der nicht in den Ergebnissen präsentierten
erfassten Zielarten
B1. Gesamtübersicht der Sichtungen
Tab. B 1.1: Gesamtübersicht der Sichtungen, Westen und Osten.
Teilgebiet Größe Transekt Länge [km] Art Anzahl Entfernung Winkel [°]
Westen [km 95 2 ] Nr. 1 12,6 Impala 2 [m] 74 65
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 20 270
Westen 95 1 12,6 Warzenschwein 5 83 10
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 95 0
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 25 45
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 189 0
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 3 115 280
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 41 270
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 159 270
Westen 95 1 12,6 Warzenschwein 2 21 320
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 55 310
Westen 95 1 12,6 Warzenschwein 2 40 320
Westen 95 1 12,6 H.-Bergzebra 1 82 270
Westen 95 1 12,6 H.-Bergzebra 6 205 65
Westen 95 1 12,6 H.-Bergzebra 2 154 0
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 7 286 40
Westen 95 1 12,6 Klippschliefer 4 97 270
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 26 290
Westen 95 1 12,6 Warzenschwein 5 133 0
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 3 104 0
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 4 32 270
Westen 95 1 12,6 Südliche Oryx 2 203 310
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 4 49 60
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 18 270
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 27 280
Westen 95 1 12,6 Klippschliefer 4 96 270
Westen 95 1 12,6 K.-Springbock 1 245 0
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 322 0
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 89 50
Westen 95 1 12,6 Tschakma-Pavian 6 350 90
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 1 340 90
Westen 95 1 12,6 H.-Bergzebra 7 450 60
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 1 171 270
Westen 95 1 12,6 Tschakma-Pavian 5 240 310
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 1 787 290
76

Anhang
__________________________________________________________________________
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 68 20
Westen 95 1 12,6 Tschakma-Pavian 2 193 0
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 29 80
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 2 182 0
Westen 95 1 12,6 H.-Bergzebra 10 115 80
Westen 95 1 12,6 K.-Springbock 1 150 0
Westen 95 1 12,6 Streifengnu 11 150 0
Westen 95 1 12,6 Warzenschwein 5 110 0
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 60 0
Westen 95 1 12,6 E.-Wasserbock 6 82 320
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 1 128 0
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 5 300 300
Westen 95 1 12,6 Steinböckchen 2 58 0
Westen 95 1 12,6 Großer Kudu 1 164 280
Westen 95 1 12,6 Elenantilope 4 164 280
Westen 95 1 12,6 Impala 15 101 0
Westen 95 5 10,4 Tschakma-Pavian 2 116 0
Westen 95 5 10,4 Buschhase sp. 1 115 340
Westen 95 5 10,4 Elenantilope 9 278 60
Westen 95 5 10,4 Südliche Oryx 1 198 0
Westen 95 5 10,4 Steinböckchen 1 10 280
Westen 95 5 10,4 H.-Bergzebra 4 280 40
Westen 95 5 10,4 Großer Kudu 5 350 310
Westen 95 5 10,4 Klippschliefer 2 116 270
Westen 95 5 10,4 Großer Kudu 6 100 0
Westen 95 5 10,4 Großer Kudu 5 142 50
Westen 95 5 10,4 Südliche Oryx 4 350 70
Westen 95 5 10,4 Großer Kudu 5 126 310
Westen 95 5 10,4 Elenantilope 5 204 80
Westen 95 5 10,4 Großer Kudu 5 340 50
Westen 95 5 10,4 Steinböckchen 1 17 320
Westen 95 5 10,4 E.-Wasserbock 5 190 350
Westen 95 5 10,4 Steinböckchen 1 15 0
Westen 95 5 10,4 Steinböckchen 1 122 0
Westen 95 5 10,4 Steinböckchen 1 19 280
Westen 95 5 10,4 Großer Kudu 3 86 50
Westen 95 6a 5 Großer Kudu -1 72 270
Westen 95 6a 5 Großer Kudu -1 257 90
Westen 95 6a 5 Großer Kudu -1 255 90
Westen 95 6a 5 H.-Bergzebra -1 276 90
Westen 95 6a 5 Steinböckchen -1 23 60
Westen 95 6 7 Großer Kudu 1 94 280
Westen 95 6 7 Großer Kudu 12 30 80
Westen 95 6 7 Tschakma-Pavian 3 320 0
Westen 95 6 7 Steinböckchen 1 18 60
Westen 95 6 7 Tschakma-Pavian 1 184 0
Westen 95 6 7 Tschakma-Pavian 1 194 310
Westen 95 6 7 Steinböckchen 1 19 330
Westen 95 6 7 Großer Kudu 3 220 90
Westen 95 6 7 Großer Kudu 4 60 60
Westen 95 6 7 Steinböckchen 1 10 300
Westen 95 6 7 Buschhase sp. 1 7 290
Westen 95 6 7 Großer Kudu 2 50 280
Westen 95 6 7 Großer Kudu 1 267 0
Westen 95 6 7 Großer Kudu 4 290 0
Westen 95 7a 6,5 Großer Kudu -1 99 30
Westen 95 7a 6,5 Klippschliefer -1 55 90
Westen 95 7a 6,5 Elenantilope -1 350 0
Westen 95 7a 6,5 Elenantilope -1 350 40
Westen 95 7a 6,5 K.-Kuhantilope -1 84 0
Westen 95 7a 6,5 Steinböckchen -1 93 30
Westen 95 7 7,3 E.-Wasserbock 5 350 80
77

Anhang
__________________________________________________________________________
Westen 95 7 7,3 Elenantilope 17 350 80
Westen 95 7 7,3 Weißschwanzgnu 15 207 0
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 31 90
Westen 95 7 7,3 Weißschwanzgnu 23 300 30
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 15 300
Westen 95 7 7,3 Warzenschwein 1 56 0
Westen 95 7 7,3 Weißschwanzgnu 22 64 50
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 144 30
Westen 95 7 7,3 Elenantilope 4 310 70
Westen 95 7 7,3 K.-Kuhantilope 2 290 80
Westen 95 7 7,3 Weißschwanzgnu 30 172 40
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 99 0
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 39 290
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 41 270
Westen 95 7 7,3 K.-Kuhantilope 3 122 0
Westen 95 7 7,3 Giraffe 5 302 290
Westen 95 7 7,3 Weißschwanzgnu 11 208 50
Westen 95 7 7,3 Südliche Oryx 2 147 90
Westen 95 7 7,3 E.-Wasserbock 4 317 60
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 90 80
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 35 300
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 45 270
Westen 95 7 7,3 Weißschwanzgnu 25 108 70
Westen 95 7 7,3 K.-Kuhantilope 4 108 70
Westen 95 7 7,3 Steinböckchen 1 42 280
Westen 95 7 7,3 Strauß 1 162 0
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 1 50 0
Osten 85 1 6,3 Großer Kudu 6 787 0
Osten 85 1 6,3 Südliche Oryx 1 787 0
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 1 98 0
Osten 85 1 6,3 Südliche Oryx 1 213 0
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 2 43 0
Osten 85 1 6,3 Strauß 2 191 0
Osten 85 1 6,3 Großer Kudu 3 115 300
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 1 300 0
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 1 45 80
Osten 85 1 6,3 Südliche Oryx 3 280 290
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 1 35 280
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 1 71 0
Osten 85 1 6,3 Großer Kudu 5 35 90
Osten 85 1 6,3 Südliche Oryx 1 306 0
Osten 85 1 6,3 Großer Kudu 2 114 0
Osten 85 1 6,3 Warzenschwein 1 120 90
Osten 85 1 6,3 Warzenschwein 3 101 90
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 1 17 90
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 1 71 0
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 2 53 0
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 1 24 290
Osten 85 1 6,3 Großer Kudu 2 97 0
Osten 85 1 6,3 Strauß 1 95 0
Osten 85 1 6,3 Steinböckchen 2 95 0
Osten 85 1 6,3 Südliche Oryx 2 130 50
Osten 85 2 6 Klippschliefer 1 37 90
Osten 85 2 6 Steinböckchen 2 34 45
Osten 85 2 6 Klippschliefer 3 40 310
Osten 85 2 6 Südliche Oryx 2 50 80
Osten 85 2 6 Klippschliefer 5 178 90
Osten 85 2 6 Warzenschwein 5 88 0
Osten 85 2 6 Großer Kudu 2 203 40
Osten 85 2 6 Steinböckchen 1 12 30
Osten 85 2 6 Südliche Oryx 1 122 290
Osten 85 2 6 Tschakma-Pavian 9 303 270
78

Anhang
__________________________________________________________________________
Osten 85 2 6 Großer Kudu 4 89 290
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 1 26 300
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 1 122 0
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 1 10 20
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 1 16 90
Osten 85 3 8,5 Großer Kudu 5 126 20
Osten 85 3 8,5 Südliche Oryx 1 142 40
Osten 85 3 8,5 Großer Kudu 3 111 60
Osten 85 3 8,5 Südliche Oryx 1 350 270
Osten 85 3 8,5 Südliche Oryx 1 100 0
Osten 85 3 8,5 Klippschliefer 1 50 340
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 1 35 270
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 1 15 270
Osten 85 3 8,5 Großer Kudu 1 220 90
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 2 55 40
Osten 85 3 8,5 Tschakma-Pavian 20 303 0
Osten 85 3 8,5 Klippschliefer 3 113 290
Osten 85 3 8,5 Südliche Oryx 2 11 0
Osten 85 3 8,5 Südliche Oryx 6 126 80
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 1 20 270
Osten 85 3 8,5 Großer Kudu 4 198 270
Osten 85 3 8,5 Warzenschwein 3 68 330
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 1 12 80
Osten 85 3 8,5 Steinböckchen 1 32 320
Osten 85 4 5,4 Großer Kudu 4 121 60
Osten 85 4 5,4 Großer Kudu 4 90 280
Osten 85 4 5,4 Steinböckchen 1 10 270
Osten 85 4 5,4 Südliche Oryx 7 156 340
Osten 85 4 5,4 Warzenschwein 2 76 340
Osten 85 4 5,4 Großer Kudu 9 53 310
Osten 85 4 5,4 Steinböckchen 1 73 0
Osten 85 4 5,4 Tschakma-Pavian 16 132 330
Osten 85 4 5,4 Warzenschwein 1 56 330
Osten 85 4 5,4 Steinböckchen 1 31 310
Osten 85 4 5,4 Großer Kudu 1 158 30
Osten 85 4 5,4 Tschakma-Pavian 34 98 320
Osten 85 4 5,4 Steinböckchen 1 137 320
B 2. Ergebnisse der DISTANCE Schätzungen
Tab. B 2.1: DISTANCE Schätzungen für die Teilgebiete Ost und West.
Westen
Schätzung
Standardabweichung
Variationskoeffizient [%]
95%
Konfidenzintervall
Individuen / km 2 8,43 2,56 30,40 4,59 – 15,48
Gesamtanzahl 801 243,48 30,40 436 - 1471
Osten
Individuen / km 2 7,34 2,21 30,11 4,09 – 13,18
Gesamtanzahl 624 187,91 30,11 348 - 1120
Gesamt
Individuen / km 2 7,92 97,24 24,73 4.88 – 12,84
Gesamtanzahl 1425 97,24 24,73 878 - 2311
79

Anhang
__________________________________________________________________________
Tab. B 2.2: DISTANCE Schätzungen nach Linientransekten.
T1 W
Schätzung
Standardabweichung
Variationskoeffizient [%]
95%
Konfidenzintervall
Individuen / km 2 8,49 120,14 22,46 5,47 – 13,18
Gesamtanzahl 61 120,14 22,46 39 – 95
T5 W
Individuen / km 2 6,01 49,24 24,06 3,73 – 9,68
Gesamtanzahl 36 49,24 24,06 22 - 58
T6 W
Individuen / km 2 4,64 12,57 43,75 1,87 – 11,49
Gesamtanzahl 19 12,57 43,75 7 - 46
T7 W
Individuen / km 2 22,56 30,14 35,75 11,12 – 45,81
Gesamtanzahl 94 30,14 35,75 46 - 191
T1 O
Individuen / km 2 4,01 25,06 26,88 2,33 – 6,9
Gesamtanzahl 14 25,06 26,88 8 - 25
T2 O
Individuen / km 2 4,21 23,10 26,55 2,45 – 7,22
Gesamtanzahl 14 23,10 26,55 8 - 25
T3 O
Individuen / km 2 5,23 55,15 25,07 3,19 – 8,58
Gesamtanzahl 25 55,15 25,07 15 - 42
T4 O
Individuen / km 2 18,04 15,07 44,94 7,23 – 44,97
Gesamtanzahl 56 15,07 44,94 22 - 139
Tab. B 2.3: DISTANCE Schätzungen nach Arten.
Klippschliefer
Schätzung
Standardabweichung
Variationskoeffizient [%]
95%
Konfidenzintervall
Individuen / km 2 0,39 0,17 43,69 0,16- 0,94
Gesamtanzahl 71 31,02 43,69 29- 169
Großer Kudu
Individuen / km 2 1,99 0,53 26,54 1,18 – 3,36
Gesamtanzahl 358 95,02 26,54 212 - 605
Südliche Oryx
Individuen / km 2 0,51 0,21 40,16 0,21- 1,04
Gesamtanzahl 85 34,14 40,16 38 - 187
Steinböckchen
Individuen / km 2 0,73 0,19 26,62 0,43 – 1,25
Gesamtanzahl 131 34,88 26,62 77 - 224
Warzenschwein
Individuen / km 2 0,31 0,14 49,38 0,11 – 0,77
Gesamtanzahl 52 25,71 49,38 19 - 139
Alle Zielarten
Individuen / km 2 8,26 2,43 29,47 4,60 – 14,83
Gesamtanzahl 1487 438,22 29,47 829 - 2670
80

Anhang
__________________________________________________________________________
B 3. RAI Werte
Tab. B 3.1: RAI der Kamerafallenstandorte, Osten.
Kamerafalle
RAI
Spy Point ZFMK 1 16
Stealth Cam 4 6,67
Spy Point ZFMK 6 13,33
Boly Guard 29,41
Spy Point CK2 9,09
Stealth Cam 10 13,33
Spy Point ZFMK 3 72
Spy Point ZFMK 2 23,33
Spy Point ZFMK 4 23,33
Spy Point CK1 6,67
Spy Point R.L. 6,67
Stealth Cam 9 10
Stealth Cam 8 0
Spy Point ZFMK 5 0
Stealth Cam 7 20
Stealth Cam 6 0
Tab. B 3.2: RAI der Kamerafallenstandorte, Westen.
Kamerafalle
RAI
Spy Point ZFMK 5 19,35
Spy Point ZFMK 3 51,61
Stealth Cam 11 88
Spy Point ZFMK 2 6,45
Stealth Cam 9 46,67
Stealth Cam 7 16,13
Spy Point ZFMK 1 32,26
Stealth Cam 10 92,59
Spy Point ZFMK 6 12,9
Stealth Cam 12 76
Spy Point ZFMK 4 27,27
Spy Point CK2 7,69
Stealth Cam 13 6,25
Stealth Cam 5 3,13
Spy Point R.L. 6,45
Stealth Cam 3 12,5
Spy Point CK1 22,22
81

Anhang
__________________________________________________________________________
Tab. B 3.3: RAI-Werte der einzelnen Arten, Osten und Westen.
Art West Ost
Hartmann-Bergzebra 4,30 1,17
Elenantilope 2,66 -
Erdferkel 1,03 1,4
Giraffe 1,64 -
Buschhase 0,21 1,17
Impala 0,21 -
Kronenducker 0,21 -
Großer Kudu 5,94 0,94
Kaama-Kuhantilope 1,23 -
Südliche Oryx 1,23 1,87
Tschakma-Pavian 3,28 1,64
Kalahari-Springbock 0,82 -
Springhase 0,21 -
Südafrikanisches Stachelschwein 2,25 1,17
Steinböckchen 1,23 2,57
Südafrikanischer Strauß 0,41 -
Warzenschwein 1,64 3,51
Weißschwanzgnu 1,64 -
82

Anhang
__________________________________________________________________________
B 4. Vorstellung der erfassten Zielarten
Im folgenden Abschnitt sollen die erfassten Zielarten kurz vorgestellt werden. Perissodactyla,
Artiodactyla, Tibulidentata und Hyracoidea werden nach WILSON & MITTERMEIER (2011) zitiert,
Primates, Rodentia nach HALTENORTH & DILLER (1977) und MILLS & HES (1999), Aves nach DEL HOYO,
ELLIOTT & SARGATAL(1992).
Wenn zwischen Unterarten unterschieden wird, die im Bereich des Untersuchungsgebietes
vorkommen, wurden die Unterarten anstelle der Arten aufgeführt.
Ordnung Unpaarhufer (Perissodactyla)
Familie Pferde (Equidae)
Hartmann-Bergzebra Equus zebra hartmannae MATSCHIE, 1898
Vorkommen. West Namibia im Bereich der Großen Randstufe, möglich auch Süd-Angola. Mehrere
voneinander getrennte Populationen. Durch Anlegen künstlicher Wasserstellen ist heute ein größeres
Areal besiedelt (NOVELLIE 2008, online).
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 210 – 260 cm, Schulterhöhe 115 – 150 cm. Ausgeprägte Wamme.
Schattenstreifen fehlen. Bauch streifenfrei.
Habitat. Hänge und Plateaus gebirgiger Regionen, bis 2000m Höhe. Manchmal in Salztonebenen.
Nahrung. Gräser, Blätter, Rinde, trinkt zwei Mal täglich, auf offene Wasserstellen angewiesen
Verhalten. Lebt in kleinen Verbänden aus einem ♂ und bis zu fünf ♀ und deren Fohlen. Aktionsraum
bis zu 20km 2 teilweise überlappend, dadurch Herdenbildung bis 30 oder mehr Individuen. ♀ bringen
alle 1-3 Jahre ein Junges zur Welt, Geburten meist zwischen November und April.
Status. CITES Anhang II. Rote Liste IUCN: „vulnerable“. Derzeit ca. 8300 erwachsenen Tiere mit
unbekanntem Trend. Hauptgefährdung unkontrollierte Jagd. (NOVELLIE 2008, online). Natürliches
Vorkommen im Untersuchungsgebiet.
Ordnung Paarhufer (Artiodactyla)
Unterordnung Schweineartige (Suinae)
Familie: Echte Schweine (Suidae)
Warzenschwein Phacochoerus africanus sundevallii LÖNNBERG 1908
Vorkommen. Südliches Afrika mit Ausnahme Lesothos.
Morphologie. Leichter Geschlechtsdimorphismus. Kopf-Rumpflänge 125 – 150 cm (♂), 105 – 140
(♀). Schulterhöhe 55 – 85 cm. Gewicht 60 – 150 kg (♂), 50 – 75 kg (♀). Rel. lange Beine, kurzer Hals
und großer Kopf. ♂ mit prominenten Hauern (25-30cm obere, 13 cm untere). Bei ♀ kleiner. Haut
nahezu haarlos. Bei ♂ drei Paar bis 15 cm lange Warzen, bei ♀ Warzen kleiner.
Habitat. Offene Landschaften, Savannen, offenes Busch,- und Waldland mit ganzjährigen
Wasserstellen. Nutzen die vom Erdferkel gegrabenen Höhlen. Vorkommen eng an das des Erdferkels
gebunden.
Nahrung. Omnivor. Gras, Wurzeln, Früchte, Rinde, Pilze, Eier, Kleinsäuger, Reptilien, Vögel.
83

Anhang
__________________________________________________________________________
Verhalten. ♀ ferkeln meist zu Beginn der Regenzeit. Ø 2-3 Junge (Schwankungen zwischen 1-8). Rel.
standorttreu. Kleine Gruppen von ♀ und Ferkeln oder Junggesellen. Ausgewachsene ♂ solitär.
Aktionsraum ca. 174ha / Tag. Typischerweise 1- 10 / km 2 .
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (CUMMING 2008, online). Natürliches Vorkommen im
Untersuchungsgebiet.
Unterordnung Wiederkäuer (Ruminantia)
Familie Hornträger (Bovidae)
Damara-Dikdik Madoqua damarensis (GÜNTHER, 1880)
Vorkommen. N. & NW. Namibia, SW. Angola.
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 58 – 69 cm. Schulterhöhe 38 – 43 cm. ♀ etwas größer als ♂. Hell,-
rötlich braunes Fell, Rücken und Beckenbereich grau-silbrig. Rund um die Augen und auf der
Bauchunterseite weißlich. Stirn mit längerem, stehendem Fell. Zierliche Beine.
Habitat. Bevorzugt offenes Waldland und Dornbuschdickicht mit steinigem Untergrund. Lebt in
Bereichen mit 75 – 500 mm Niederschlag.
Nahrung. Bevorzugt Blätter, auch Gras, insbesondere zur Regenzeit. Wasserunabhängig.
Verhalten. 1 Junges wird zwischen Dezember u. April geboren. Leben territorial und paarweise mit
oder ohne Jungtiere. Einzeltiere selten. Markieren Territorium mit Vorderaugendrüsen.
Territoriengröße zwischen 0,3 und 12 ha.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Madoqua
kirkii, online). Natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet.
Elenantilope Taurotragus oryx (PALLAS, 1766)
Vorkommen. Botswana; Burundi; DR Kongo, Äthiopien; Kenia; Lesotho; Malawi; Mozambique;
Namibia; Ruanda; Süd Afrika; Sudan; Swasiland; Tansania, Uganda; Sambia; Zimbabwe.
Ausgestorben in Angola (EAST, 1999)
Morphologie. Größte afrikanische Antilopenart. Kopf-Rumpflänge 250 – 340 cm (♂), 200 – 280 cm
(♀). Schulterhöhe 135 – 183 cm (♂), 125 – 153 cm (♀). 400 – 942 kg (♂), 390 – 600 kg (♀). Wirkt
durch breiten Nacken, breite Schultern und rel. kurze Beine besonders massig. ♂ wiegen im Schnitt
30 bis 50% mehr als die ♀. Beide Geschlechter tragen spiralige Hörner, die bei den ♀ (51 – 70 cm)
jedoch länger, dünner und weniger spiralförmig sind als bei den ♂ (43 – 67 cm). Das kurze Fell ist
grau,- bis rotbraun. Mit zunehmendem Alter wachsende Wamme.
Habitat. Eine der am besten anpassungsfähigen Antilopen. Noch in Höhen von 4600m gesichtet, lebt
sowohl in ariden, in gemäßigten als auch in feuchten Gebieten. Vermeidet einzig ausgesprochene
Wüste und Überschwemmungsflächen. Hält sich bevorzugt in offenem Waldland, buschigen
Savannen und Grasland auf.
Nahrung. Bevorzugt Blätter und Früchte, auch Gras, insbesondere zu Beginn der Regenzeit.
Verhalten. Gebären das gesamte Jahr, mit Schwerpunkt auf dem Ende der Trockenzeit und dem
Beginn der Regenzeit. ♂ streifen in einem Gebiet von 6 – 71 km 2 umher, ♀ in einem Gebiet von 34 –
360 km 2 (Daten für den Nairobi National Park, Kenia). Gemischte und nach Geschlechtern getrennte
84

Anhang
__________________________________________________________________________
Gruppen treten auf. Ausgewachsene ♂ leben meist in reinen ♂ Gruppen oder solitär. Dichte von unter
1 Ind./km 2 typisch. Herden von 100 – 500 Individuen möglich.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (EAST 1999). Kein natürliches Vorkommen im
Untersuchungsgebiet (EAST 1999), dort im Westen angesiedelt.
Ellipsen-Wasserbock Kobus ellipsiprymnus (OGILBY, 1833)
Vorkommen. Von S Somalia und O Kenia nach O Botswana und NO Südafrika.
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 175 – 235 cm. Schulterhöhe 120 – 136 cm. Gewicht 250 – 275 kg
(♂), 160 – 180 kg (♀). Grau-braunes Fell, am Hals länger. Rücken leicht dunkler als die Flanken,
Beine dunkelbraun. Fast weiße Halskrause. Namensgebende ellipsenförmige Zeichnung am Hinterteil,
die den Schwanz einrahmt. Weiße Zeichnung oberhalb der Augen, rund um die Schnauze und
oberhalb jedes Hufs. ♂ mit Hörnern von 79 – 92 cm Länge.
Habitat. Offenes Grasland und Baumsavannen mit Nähe zu Wasser.
Nahrung. Bevorzugt Gras, teils Blätter.
Verhalten. Geburten zwischen Dezember und Juni. Höchste Aktivität am frühen Morgen und späten
Abend. Ruhen während der Mittagsstunden. ♀ und Jungtiere bilden Gruppen bis 20 Ind. ♂ eher
solitär oder in Junggesellengruppen zwischen 4 – 6 Ind. Territoriengröße Ø 0,9 km 2 .
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Kobus
ellipsiprymnus, online). Kein natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet, dort im Westen
angesiedelt.
Großer Kudu Strepsiceros zambesiensis (LORENZ, 1894)
Vorkommen. Gesamtes südliches Afrika mit Ausnahme Lesothos. nördliche Verbreitungsgrenze im
Norden Tansanias, im Süden der DR Kongo und im Süden Angolas (IUCN SSC ANTELOPE SPECIALIST
GROUP 2008).
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 213 - 248 cm (♂), 205 – 217 cm (♀). Schulterhöhe 142 – 157 cm (♂),
121 – 132 cm (♀). ♂ um 150% schwerer als ♀. Nach der Elenantilope die zweitgrößte Antilopenart in
Afrika. ♂ mit spiraligen Hörnern von Ø 95,1 – 106,8 cm, max. 160 cm Länge. Grau,- bis rotbraunes
kurzes Fell, dunklere stehende Mähne auf Halsoberseite, geht in weißen Rückenstreifen über. ♂
beiderseits 8 bis 10 weiße vertikale Streifen, vom weißen Rückenstreifen ausgehend, ♀ zwischen 5
und 10. Mähne auf der Halsunterseite bei ♂ stark, bei ♀ nur schwach ausgeprägt.
Habitat. Bevorzugt Baumsavannen, auch solche mit rel. dichter Vegetation. Kommt sowohl in ariden
Gebieten, als auch in solchen mit permanenten Wasserläufen vor.
Nahrung. Hauptsächlicher Blattäser, teils Gräser, herabgefallene Früchte und Samen. Wasserbedarf
kann über lange Zeit über die Nahrung gedeckt werden, vorhandene Wasserstellen werden jedoch
gerne genutzt.
Verhalten. Kälber werden zu Beginn der Regenzeit geboren. ♀ ziehen in Gruppen zwischen 2 - 4
Tiere durch einen Aktionsraum von ca. 5 km 2 , während ♂ auch in größeren Gruppen von bis zu 10
Tieren in einem Aktionsraum von mehr als 11 km 2 umherwandern (Daten für den Krüger NP,
Südafrika). Populationsdichte zwischen 3,2 und 5,2 Individuen/ km 2 .
85

Anhang
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Status. IUCN Status: nicht gefährdet (EAST 1999). Natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet.
Impala Aepyceros melampus (LIECHTENSTEIN, 1812)
Vorkommen. Kenia, Uganda, Ruanda, Tanzania, Mozambique, Malawi, Sambia, Simbabwe, N & O
Botswana, SE Angola, NE Namibia, NE Südafrika, Swaziland. Wiederansiedlung in Teilen Südafrikas
sowie Neuansiedlung in Namibia (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008).
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 130 – 135 cm (♂), 125 – 130 cm (♀). Schulterhöhe 91 - 98 cm (♂),
86 - 90 cm (♀). Gewicht 57 – 64 kg (♂), 43 – 47 (♀). Rötlich braunes, kurzes Fell. Rückenseite leicht
dunkler, Bauchseite, Kehle, vordere Schnauze und Bereich rund um die Augen weiß, ebenso wie
Innenseite der Beine und die Schwanzinnenseite. Prominenter schwarzer Fleck beidseitig, dort wo
Hinterläufe in den Bauch übergehen. Schwarzes Fell oberhalb der Hufe der Hinterläufe. Schwarzer
vertikaler Streifen links und rechts des Schwanzes. ♂ mit bis zu 80 cm langen Hörnern.
Habitat. Offene Strauchsavannen, Waldland, Grasland. Bis 3000 m Höhe. Stets in der Nähe zu
Wasser. Größte Populationen entlang von Flüssen.
Nahrung. Gräser, Blätter, Früchte. Müssen trinken, sobald Wasseranteil der Nahrung unter 70% sinkt.
Verhalten. Geburten über das Jahr verteilt. Hauptsächlich tagaktiv, ruhen nachts. Aktionsraum
Gebiets,- und Jahreszeiten abhängig, zwischen 0,4 und 0,67 km 2 . ♀ leben in Herden mit ihren
Jungtieren, außerhalb der Paarungszeit leben auch ♂ in diesen Gruppen. Zur Paarungszeit werden ♂
von dominanten, territorialen ♂ Männchen verdrängt. Es treten auch Junggesellengruppen auf. Größe
der ♂ Territorien liegt zwischen 0,17 und 0,58km 2 .
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Aepyceros
melampus, online). Im Westen des Untersuchungsgebietes ausgewildert, kein natürliches
Vorkommen.
Kaama-Kuhantilope Alcelaphus caama (GEOFFROY SAINT-HILAIRE, 1803)
Vorkommen. N. & O. Namibia, Botswana, äußerstes NW Zimbabwe und N-Südafrika.
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 207 – 220 cm. Schulterhöhe 120 – 133 cm. 131 – 165 kg (♂), 105 –
136 kg (♀). Sowohl ♂ als auch ♀ gehörnt. Rötlich braunes, kurzes Fell, auf dem Rücken etwas
dunkler gefärbt. Stirn, Schnauze, Vorder,- Hinterläufe und Schwanz fast schwarz.
Habitat. Grasland, speziell auf Überflutungsflächen, Halbwüsten mit vereinzelten Büschen. Dichtes
Waldland wird ebenso wie Gebiete ohne Oberflächenwasser gemieden.
Nahrung. Gras, und Blattäser. Graben manchmal Wurzeln und Knollen aus.
Verhalten. Kälber werden im Frühjahr geboren. Besonders am frühen Morgen und späten Nachmittag
aktiv. Am häufigsten treten Herden um 20 Individuen auf, auch größere Gruppen von mehreren 100
Tieren treten auf. ♂ lebt mit Harem von Weibchen. Junggesellen bilden eigene Gruppen.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Alcelaphus
buselaphus ssp. Caama, online). Natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet, das durch Zukauf
und Auswilderung im Westen vergrößert wurde.
Kalahari-Springbock Antidorcas hofmeyri (THOMAS, 1926)
Vorkommen. N-Südafrika nördlich des Orange Rivers, Botswana, Namibia.
86

Anhang
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Morphologie. Gesamtlänge 139 – 162,3 cm (♂), 137,5 – 158 cm (♀). Schulterhöhe 77 – 87 cm.
Gewicht 33 – 47,6 kg (♂), 30,4 – 43,5 kg (♀). Hellbraunes Fell mit je einem markanten fast schwarzen
Band zwischen den Vorder,-und Hinterläufen. Dünnes braunes Band pygal. Dünne dunkelbraune
Gesichtsstreifen. Beiges Kopffell mit hellbrauner Stirn. Helle Bauchunterseite. Hörner der ♀ erreichen
77 – 85 % der Länge der Hörner bei ♂.
Habitat. Trockengebiete. Von Trockensavannen bis zur Wüste (auch Namib). Dünen werden
gemieden.
Nahrung. Gräser und Blätter verschiedener Sträucher. Wurzeln und Knollen werden ausgegraben.
Verhalten. Geburten über das Jahr verteilt, meist zu Beginn der Trockenzeit. „trekbokken“, große
Wanderungsbewegungen, treten gelegentlich auf. Außerhalb der Zeit der Wanderungsbewegung
halten ♂ Territorien mit ♀ aufrecht. Ø Herdengröße 58,6 Ind. (Kalahari). Junggesellengruppen mit teils
> 50 Ind.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Antidorcas
marsupialis, online). Im Westen des Untersuchungsgebietes ausgewildert, im Osten zeitweise
durchziehende Gruppen natürlicher Vorkommen (KEMP 2011, mdl.).
Kap-Klippspringer Oreotragus oreotragus (ZIMMERMANN, 1783)
Vorkommen. (Angola); Botswana; Zentralafrikanische Republik; DR Kongo, Djibouti; Eritrea;
Äthiopien; Kenia; Malawi; Mozambique; Namibia; Nigeria; Ruanda; Somalia; Südafrika; Sudan;
Swasiland; Tansania, Uganda; Sambia; Zimbabwe. Vermutlich ausgestorben in: Burundi
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 83 cm. Schulterhöhe 41,9 cm. Hornlänge 7,5 – 9,1 cm. Deutliche
Vorderaugendrüsen. Hellbraunes Fell, heller auf der Bauchseite. Schwarzes Fell über jedem Huf.
Habitat. Felsige Gegenden. Kuppen, felsige Hügel.
Nahrung. Hauptsächlich Blattäser. Frisst auch Früchte, Blüten und junge Schösslinge.
Verhalten. V.a. morgens und am späten Nachmittag aktiv. Begeben sich zur Nahrungssuche auch in
tieferliegende Areale. Leben territorial: Innerhalb des Territoriums leben ♂ und ♀ und ihre Jungen.
Territorien durch Kot und Sekret der Vorderaugendrüsen markiert. Territoriengröße schwankt je nach
Untersuchungsgebiet zwischen Ø 15 und 49 ha.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Oreotragus
oreotragus, online). Natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet.
Kronenducker Sylvicapra grimmia steinhardti (ZUKOWSKY, 1924)
Vorkommen. S.-Angola, Namibia, W.-Botswana, NW - Südafrika
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 70 – 105 cm (♂), 90 – 115 cm (♀). Schulterhöhe 39 – 68 cm.
Gewicht 9,7 – 22,4 kg (♂), 10,3 – 26,3 kg (♀). Hörner (7,5 – 12,5 cm) treten in der Regel nur beim ♂
auf. Fell ist bräunlich-gelb bis sandfarben, Innenseite der Beine heller, schwarzer Fellfleck oberhalb
jedes Hufs, schwarzer Fellstreifen auf der Vorderseite der Vorderläufe. Dunkelbraune bis schwarze
Blässe.
Habitat. Verschiedene Waldtypen und Savannenhabitate werden bewohnt. Kurzes, offenes Grasland
ohne Deckungsmöglichkeiten werden gemieden.
87

Anhang
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Nahrung. Hauptsächlich Blattwerk in Bodennähe, manchmal Früchte. Selten Gras. Die Nahrung muss
jedoch nicht rein vegetarisch sein: teils werden Eier, Insekten, Reptilien oder sogar Vögel gefressen.
Verhalten. Die meisten Geburten treten während der Regenzeit auf. Es wird ein Junges von ca. 1,7
kg Gewicht geboren. Tagaktiv. Lebt hauptsächlich solitär. ♂ und ♀ haben individuelle Aktionsräume.
Aktionsräume werden von ♂♂ mit Vorderaugendrüsensekret markiert und gegen andere ♂ verteidigt.
Es treten 1,9 – 9 Individuen / km 2 auf.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Sylvicapra
grimmia, online). Natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet.
Steinböckchen Raphicerus campestris steinhardti (ZUKOWSKI, 1924)
Vorkommen. Vom Orange River (Südafrika)durch Namibia bis S Angola, Botswana, W Sambia
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 74,5 – 75 cm. Schulterhöhe 45 – 60 cm. Gewicht 9 – 13,2 kg (♂), 9,7
– 13,2 kg (♀). ♂ mit spitzen, aufrechten Hörnern von 9 – 19 cm Länge. Große Ohren. Hell,-
rötlichbraunes Fell, Bauchunterseite und Kehle weiß.
Habitat. Grass,- und Strauchsavannen, lichte Wälder. Bis in höchste Zonen des Verbreitungsgebietes.
Nahrung. Bevorzugt Blätter, auch Samen, Früchte und junges Gras. Gräbt manchmal nach Wurzeln
und Knollen.
Verhalten. Geburten über das Jahr verteilt, mit Häufung zu Beginn der Regenzeit.
Geschlechterverhältnis 1:1. Tag oder nachtaktiv oder beides. Leben territorial als monogame Paare.
Territorien zwischen 0,04 und 1km 2 .
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Raphicerus
campestris, online). Natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet.
Streifengnu Connochaetes taurinus (BURCHELL, 1824)
Vorkommen. SW Sambia, SW Angola, Namibia, Botswana, Simbabwe, S Mozambique, N & O
Südafrika, Swasiland.
Morphologie. Schulterhöhe 141 – 156 cm (♂), 129 – 144 cm (♀). Gewicht 232 – 295 kg (♂), 164 –
216 kg (♀). Dunkelgraues, teils leicht bräunliches Fell mit vertikalen dunklen Streifen an Hals und
Flanken. Beckenbereich ohne Streifen. Stirn bis zur Schnauze schwarz. Schwanz mit langer
schwarzer Quaste. ♀ und Jungtiere überwiegend rötlich braun. Hörner von der Basis nach außen und
leicht nach unten gebogen, dann im Bogen nach oben und innen gebogen. Hörner bei ♀ schlanker.
Habitat. Bevorzugt Baumsavannen mit ausreichend Schatten und Oberflächenwasser.
Nahrung. Gras. Müssen täglich trinken.
Verhalten. Geburten häufen sich zwischen April und Juni. tag,-und nachtaktiv. Ruhen >50% der Zeit.
Höhere Aktivität bei kühlerem Wetter. Territoriale ♂, Herden von ♀ und Junggesellengruppen treten
auf. Unregelmäßige Massenwanderungen möglich. Gruppengröße Ø zwischen 13 – 34 Ind.
Aktionsraum um 2,5 km 2 .
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Connochaetes
taurinus, online). Kein natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet, dort im Westen angesiedelt.
88

Anhang
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Südliche Oryx Oryx gazella (LINNAEUS, 1758)
Vorkommen. Namibia, Botswana, westliches und zentrales Südafrika, westliches Zimbabwe. In SW-
Angola vermutlich ausgestorben (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008).
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 180 – 195 cm. Schulterhöhe 120 – 125 cm (♂), 112 cm (♀). 200 –
240 kg (♂), 190 – 210 kg (♀). Spießförmige Hörner einer Länge von 70 – 150 cm. Hörner der ♂ etwas
kürzer und gedrungener als die der ♀. Grundfarbe des Fells ist hellgrau bis weißlich. Markante
schwarze Fellbereiche zwischen Augen und Schnauze, zwischen den Hörnern, entlang der Wamme,
beiderseits am Bauch, entlang der kurzen stehenden Mähne bis zum Schwanzansatz, die gesamte
Schwanzquaste, schwarze Fellbereiche auch oberhalb jedes Hufs sowie an den Vorder,-und
Hinterläufen.
Habitat. Halbwüsten, offenes Grasland, Strauchsavanne.
Nahrung. Gräser. Graben nach Wurzeln, Knollen oder Grundwasser im Bereich von Flussbetten.
Verhalten. Geburten treten über das gesamte Jahr auf. Tritt meist in gemischten Gruppen mit
einzelnen solitären ♂ auf. Größe der ♀ Aktionsräume liegt bei Ø 12,6 km 2 . ♂ Territorien mit einer
Größe bis ca. 10 km 2 , ältere ♂ bis 88 km 2 .
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Oryx gazella,
online). Natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet.
Weißschwanzgnu Connochaetes gnou (ZIMMERMANN, 1780)
Vorkommen. Südafrika, Lesotho und Swasiland.
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 170 – 220 cm. Schulterhöhe 111 – 121 cm (♂), 106 – 116 cm (♀).
Gewicht 126 – 161 kg (♂), 110 – 130 kg (♀). Dunkelbraunes Fell, Kopf und Halspartie deutlich
dunkler. Weißer Schwanz. Lange, aufrechte Mähne mit weißer Basis und schwarzer Spitze. Langer,
schwarzer Bart, lange Haare bauchseitig zwischen den Vorderläufen. Breite Hornbasis. Hörner nach
vorne außen gebogen, dann steil aufrecht gebogen und spitz zulaufend.
Habitat. Grassavannen.
Nahrung. Bevorzugt Gras, selten Blätter.
Verhalten. Geburten zwischen November und Januar. Temperaturabhängig v.a. morgens und
nachmittags oder ganztägig aktiv. Territoriale ♂, Gruppen von ♀ bestehend aus 11- 32 Ind. ,
Junggesellengruppen. Aktionsradius 100 ha oder größer.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (IUCN SSC Antelope Specialist Group 2008 unter Connochaetes
gnou, online). Kein natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet, dort im Westen angesiedelt.
Familie Giraffenartige (Giraffidae)
Giraffe Giraffa camelopardalis (LINNAEUS, 1758)
Vorkommen. Gesamtes subsaharisches Afrika mit Ausnahme des Kongobeckens
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 350 – 480 cm. Gesamthöhe 450 bis 600cm. 1800 – 1930 kg (♂), 450
– 1180 kg (♀). Ausgewachsene ♂ größer als ♀. Ein Hornpaar bei ♂ und ♀, Drittes zentrales Horn
beim ♂. Rot,- bis dunkelbraune Fellbereiche von hellen Streifen begrenzt.
Habitat. Bevorzugt offene Baumsavannen
89

Anhang
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Nahrung. Hauptnahrung aus Blättern vier verschiedener Arten der Acacia und des Combretum.
Generell an Wasserstellen gebunden, kann Wasserbedarf jedoch auch über einen längeren Zeitraum
durch die Nahrung decken.
Verhalten. Tagaktiv, verbringen die meiste Zeit mit Nahrungssuche. Ziehen sich mittags in den
Schatten zurück. Nach Tragzeit von ca. 450 Tagen wird ein ca. 100 kg schweres Junges geboren.
Leben nicht territorial in losen Verbänden aus ♀ und Jungtieren und einigen ♂. Aktionsraum bis
160km 2 .
Status. IUCN Status: Nicht gefährdet (FENNESSY & BROWN 2010, online). Wurden in vielen Regionen
Afrikas wiederangesiedelt. Natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet in historischer Zeit. Heute
im Westen des Untersuchungsgebietes wiederangesiedelt.
Ordnung Röhrenzähner (Tibulidentata)
Familie Erdferkel (Orycteropodidae)
Erdferkel Orycteropus afer albicaudus, ROTHSCHILD, 1907
Vorkommen. Angola, W Sambia, Namibia, Botswana.
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 94 – 142 cm. Schwanzlänge 44 – 63 cm. Gewicht 40 – 65 kg. Kein
Geschlechtsdimorphismus. Kräftiger Körper, kurze Beine mit kräftigen Krallen. Langer Kopf mit langer
flacher Schnauze. Lange hasenartige Ohren. Langer kräftiger Schwanz. Vorderfüße mit 4, Hinterfüße
mit 5 Zehen. Gering behaart, Kopfhaar deutlich kürzer als das des übrigen Körpers. Grau-braune
Hautfarbe.
Habitat. Bewohnt die meisten Habitate mit Ausnahme von Wüsten und Regionen mit sehr steinigem
Untergrund. Vorkommen von der Menge an Beutetieren und der Tiefe des Erdbodens abhängig.
Nahrung. Hauptsächlich Termiten und Ameisen, manchmal Käferlarven.
Verhalten. Es wird ein Junges geboren. Nachtaktiv, selten auch nachmittags aktiv. Ziehen sich zu
Ruhezeiten in ihre tiefen Erdhöhlen zurück. Bekannte Aktionsräume zwischen 130 bis 350 ha. Dichte

Anhang
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Familienverbänden von bis zu 80 Individuen mit 3 – 7 erwachsenen ♀, einem territorialen ♂ und
Jungtieren.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (BARRY et al. (IUCN SSC Afrotheria Specialist Group) 2008,
online). Natürliches Vorkommen im Untersuchungsgebiet.
Ordnung Primaten (Primates)
Familie Meerkatzenverwandte (Cercopithecidae)
Tschakma-Pavian Papio cynocephalus ursinus (KERR, 1792)
Vorkommen. Im gesamten südlichen Afrika verbreitet. Verbreitungsgebiet teils durch künstliche
Wasserstellen ausgedehnt.
Morphologie. Größter Primat des südl. Afrikas. Kopf-Rumpflänge bis 115 cm. Schwanzlänge bis 71
cm. Gewicht 15 . 31 kg. ♂ bis doppelt so groß wie ♀. Fell an der Oberseite dunkelbraun bis grau,
Unterseite heller, Hände u. Füße meist schwarz. Langgezogene, unbehaarte Schnauze dunkelviolett
oder schwarz gefärbt, so auch die Sitzschwielen.
Habitat. Lebt überall, wo Wasser und Bäume oder Klippen zum Schlafen vorhanden sind. Meidet
Hochwald.
Nahrung. Omnivor. Hauptsächlich Früchte, Samen, Insekten und Knollen. Gelegentlich Kleinsäuger
und Vögel.
Verhalten. Komplexes Sozialsystem. Geburten das gesamte Jahr über, 1 Junges. Lebt in Herden aus
mehreren ♂ und ♀, Ø 38 Ind./ Gruppe. Feste Rangordnungen zwischen ♂ und ♀. ♂ stets ranghöher
als ♀.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (KINGDON, BUTYNSKI & DE JONG 2008, online). Natürliches
Vorkommen im Untersuchungsgebiet.
Ordnung Rodentia (Nagetiere)
Familie Hasen (Leporidae)
Buschhase Lepus saxatilis (CUVIER, 1823)
Vorkommen. Gesamtes südliches Afrika.
Morphologie. Größer (2,7 – 4,5 kg) im SW des Verbreitungsgebietes, kleiner (1,5 – 3,2 kg) im
Norden. Graue Felloberseite, weiße Bauchseite, schwarz-weißer Schwanz.
Habitat. Buschsavanne und hohes Grasland.
Nahrung. Gräser, auch Blätter, Stängel und Rhizome.
Verhalten. Nachtaktiv. Ruhen tagsüber in Sassen. Pro Wurf 1 – 3 Junge. Fortpflanzung über das
gesamte Jahr. Lebt einzelgängerisch.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (COLLINS et al. 2008, online). Natürliches Vorkommen im
Untersuchungsgebiet.
91

Anhang
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Familie Pedetidae
Springhase Pedetes capensis (FORSTER, 1778)
Vorkommen. (Angola), Kongo, Mozambique; Namibia; Südafrika, Sambia; Zimbabwe (BUTYNSKI,
T.M.M. & DE JONG, Y., 2008)
Morphologie. Kopf-Rumpflänge 40cm.Schwanzlänge 44cm. Kurze Vorderbeine, sehr lange
Hinterbeine zur springenden bipeden Fortbewegung. Kaninchenartiger Kopf mit langen Ohren und
Fibrissen an der Schnauze. Gelb-braunes Fell, Bauchunterseite heller.
Habitat. Bevorzugt kurzes Gras, lichte Vegetation u. sandige Böden. Häufig in Pfannen.
Nahrung. Gräser, Blätter, Wurzeln, Rhizome, Knollen, Samen.
Verhalten. Nachtaktiv, verbringen den Tag in Wohnhöhlen. Gruppen aus ♂ und ♀ im Verhältnis 1:1.
Polygam. 1 Junges wird in unterirdischem Bau geboren, u. kommt nach 7 Wochen an die
Erdoberfläche.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (BUTYNSKI & DE JONG 2008, online). Natürliches Vorkommen im
Untersuchungsgebiet.
Familie Stachelschweine (Hystricidae)
Südafrikanisches Stachelschwein Hystrix africaeaustralis (PETERS, 1852)
Vorkommen. Gesamtes südliches Afrika, Burundi; Kongo; DR Kongo, Kenia; Malawi; Ruanda;
Tansania, Uganda; Sambia.
Morphologie. Kein Geschlechtsdimorphismus. Gewicht 12 – 18 kg. 71 – 76 cm Größe. Hintere 2/3
der Körperoberseite mit aufrichtbaren, scharfen Borsten u. dünneren, elastischen Stacheln mit
schwarz-weißen Ringen bedeckt. Übriger Körper von rauen schwarzen Haaren bedeckt.
Habitat. Wälder, Savannen, Grasland und Wüsten. Baue von Erdferkeln oder Klüfte und Spalten als
Schutz nötig.
Nahrung. Vegetarische Kost. Früchte, Rinde, Knollen und Rhizome.
Verhalten. Monogam. 1 – 3 Junge/Wurf. Großfamilien mit einem fortpflanzungsfähigen Paar.
Gruppengröße zw. 2 – 14. Wohnbezirk zw. 100 – 300 ha.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (GRUBB 2008, online). Natürliches Vorkommen im
Untersuchungsgebiet.
92

Anhang
__________________________________________________________________________
Klasse Vögel (Aves)
Ordnung Laufvögel (Struthioniformes)
Familie Strauße (Struthionidae)
Südafrikanischer Strauß Struthio camelus australis GURNEY, 1868
Vorkommen. Südliches Afrika.
Morphologie. Höhe 210 – 275 cm (♂), 175 – 190 cm (♀). Gewicht 100 – 156 kg (♂), 90 – 110 kg (♀).
♂ mit schwarzem Rumpfgefieder, weißem Schwanz und weißen Handschwingen. ♀ mit braunem
Gefieder und grauen Handschwingen.
Habitat. Offene Savannenlandschaft, Semi-aride Ebenen, offenes Waldland. Ist nicht auf permanente
Wasserstellen angewiesen.
Nahrung. Hauptsächlich vegetarisch. Gräser, Samen und Blätter. Sukkulente v.a. in ariden Regionen.
Insekten, kleine Vertebraten.
Verhalten. Haupthenne legt 5 – 11 Eier, 2 - 5 Nebenhennen legen 2 – 6 Eier in ein gemeinsames
Nest. Jungen schlüpfen nach 42 – 46 Tagen, werden 9 Monate von Adulten begleitet. Stand,-oder
Strichvogel je nach Habitat und Nahrungsquellen.
Status. IUCN Status: nicht gefährdet (BIRD LIFE INTERNATIONAL 2012, online). Natürliches Vorkommen
im Untersuchungsgebiet. (DEL HOYO, ELLIOTT & SARGATAL1992)
B 5. Darstellung der räumlichen Verteilung der nicht in den Ergebnissen präsentierten
Arten
An dieser Stelle sollen die räumlichen Verteilungsmuster all derjenigen Arten dargestellt werden, die
nicht im Hauptteil der vorliegenden Arbeit behandelt wurden. Unter B 5.1 werden die Erkenntnisse aus
den Beobachtungen entlang der Linientransekte aufgeführt, unter B 5.2 diejenigen aus dem „Camera-
Trapping“.
93

Anhang
__________________________________________________________________________
B 5.1 Darstellung der räumlichen Verteilung gemäß Linientransekten
T5 West
T6 West
T1 West
T1 Ost
T3 Ost
T7 West
T2 Ost
T4 Ost
Abb. B 5.1.1: Räumliche Verteilung des Hartmann-Bergzebras.
T5 West
T6 West
T1 West
T1 Ost
T3 Ost
T7 West
T2 Ost
T4 Ost
Abb. B 5.1.2: Räumliche Verteilung des Buschhasen.
94

Anhang
__________________________________________________________________________
T5 West
T1 West
T3 Ost
T6 West
T1 Ost
T7 West
T4 Ost
T2 Ost
Abb. B 5.1.3: Räumliche Verteilung der Elenantilope.
T5 West
T6 West
T1 West
T1 Ost
T3 Ost
T7 West
T2 Ost
T4 Ost
Abb. B 5.1.4: Räumliche Verteilung der Giraffe.
95

Anhang
__________________________________________________________________________
T5 West
T6 West
T1 West
T1 Ost
T3 Ost
T7 West
T2 Ost
T4 Ost
Abb. B 5.1.5: Räumliche Verteilung der Impala.
T5 West
T6 West
T1 West
T1 Ost
T3 Ost
T7 West
T2 Ost
T4 Ost
Abb. B 5.1.6: Räumliche Verteilung der Kaama-Kuhantilope.
96

Anhang
__________________________________________________________________________
T5 West
T6 West
T7 West
T1 West
T4 Ost
T1 Ost
T2 Ost
T3 Ost
Abb. B 5.1.7: Räumliche Verteilung des Tschakma-Pavians.
T5 West
T6 West
T7 West
T1 West
T4 Ost
T1 Ost
T2 Ost
T3 Ost
Abb. B 5.1.8: Räumliche Verteilung des Kalahari-Springbocks.
97

Anhang
__________________________________________________________________________
Abb. B 5.1.9: Räumliche Verteilung des Südafrikanischen Straußes.
Abb. B 5.1.10: Räumliche Verteilung des Streifengnus.
98

Anhang
__________________________________________________________________________
Abb. B 11: Räumliche Verteilung des Ellipsen-Wasserbocks.
Abb. B 5.1.12: Räumliche Verteilung des Weißschwanzgnus.
99

Anhang
__________________________________________________________________________
B 5.2 Darstellung der räumlichen Verteilung gemäß “Camera-Trapping”
Abb. B 5.2.1: Räumliche Verteilung des Buschhasen.
Abb. B 5.2.2: Räumliche Verteilung der Elenantilope.
100

Anhang
__________________________________________________________________________
Abb. B 5.2.3: Räumliche Verteilung der Giraffe.
Abb. B 5.2.4: Räumliche Verteilung der Impala.
101

Anhang
__________________________________________________________________________
Abb. B 5.2.5: Räumliche Verteilung des Kronenduckers.
Abb. B 5.2.6: Räumliche Verteilung des Kaama-Kuhantilope.
102

Anhang
__________________________________________________________________________
Abb. B 5.2.7: Räumliche Verteilung des Tschakma-Pavians.
Abb. B 5.2.8: Räumliche Verteilung des Kalahari-Springbocks.
103

Anhang
__________________________________________________________________________
Abb. B 5.2.9: Räumliche Verteilung des Springhasen.
Abb. B 5.2.10: Räumliche Verteilung des Südafrikanischen Straußes.
104

Anhang
__________________________________________________________________________
Abb. B 5.2.11: Räumliche Verteilung des Weißschwanzgnus.
105

Erklärung
__________________________________________________________________________
C Erklärung
Hiermit erkläre ich, dass ich die vorliegende Bachelorarbeit selbstständig und nur mit den
angegebenen Hilfsmitteln angefertigt habe. Die Stellen der Arbeit, die anderen Werken dem
Wortlaut oder Sinn nach entnommen wurden, sind unter Angabe der Quellen als Entlehnung
kenntlich gemacht.
Julian Kokott
Bonn, November 2012
106