Konzept zur Umsetzung der Natura 2000 Monitoring- und Berichtspflichten … · 2014. 4. 9. · Konzept zur Umsetzung der Natura 2000 Monitoring- und Berichtspflichten in den küstenfernen

Konzept zur Umsetzung der Natura 2000 Monitoring- und Berichtspflichten in den

küstenfernen Gebieten der deutschen Nord- und Ostsee

Georg Nehls, Ansgar Diederichs, Thomas Grünkorn,

Stefan Krause, Kerstin Maczassek, Ralf Vorberg

März 2008

Im Auftrag des

MARINE SCIENCE SERVICE

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Autoren:

Dr. Georg Nehls Dipl. Biol. Ansgar Diederichs Dipl. Biol. Thomas Grünkorn BioConsult SH Brinckmannstr. 31 25813 Husum Tel. 04841 663290 Email: [email protected] Web: www.bioconsult-sh.de ……………………………………….. Dipl. Biol. Stefan Krause Dipl. Biol. Kerstin Maczassek MariLim Gewässeruntersuchung Heinrich-Wöhlk-Str. 14 24232 Schönkirchen Tel. 04348 9132290 Email: [email protected] Web: www.marilim.de ……………………………………… Dr. Ralf Vorberg Marine Science Service Fasanenstieg 12 21521 Dassendorf Tel. 04104 969548 Email: [email protected] Auftraggeber: Bundesamt für Naturschutz Außenstelle Insel Vilm 18581 Putbus Tel. 038301 860 Email: [email protected] Web: www.bfn.de "Dieser Bericht ist durch das Bundesamt für Naturschutz mit Mitteln des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit gefördert worden. Die Verantwortung für den Inhalt liegt jedoch allein bei den Autoren. Der Eigentümer behält sich alle Rechte vor. Insbesondere darf dieser Bericht nur mit Zustimmung des Auftraggebers zitiert, ganz oder teilweise vervielfältigt bzw. Dritten zugänglich gemacht werden. Der Bericht gibt die Auffassung und die Meinung der Autoren wieder, diese müssen nicht mit der Meinung des Auftraggebers übereinstimmen."

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1 Inhaltsverzeichnis 1 Inhaltsverzeichnis........................................................................................................... ii 2 Einleitung und Aufgabenstellung ....................................................................................4 3 Natura 2000 Berichtspflichten.........................................................................................5 4 Allgemeine Herangehensweise ......................................................................................8 5 Schutzgut Lebensraumtypen ........................................................................................10

5.1 Vorkommen und Verbreitung ................................................................................11 5.2 Bestehende und schon angewandte Monitoringkonzepte .....................................19 5.3 Gegenstand und Anforderungen des Monitorings.................................................25 5.4 Vorgeschlagene Monitoringkonzepte ....................................................................40 5.5 Probenplan ...........................................................................................................54 5.6 Qualitätssicherung................................................................................................76

6 Schutzgut Fische..........................................................................................................77 6.1 Vorkommen und Verbreitung ................................................................................78 6.2 Bestehende und schon angewandte Monitoringkonzepte .....................................84 6.3 Gegenstand und Anforderungen an ein Monitoring...............................................93 6.4 Probenplan ...........................................................................................................96 6.5 Qualitätssicherung..............................................................................................100

7 Schutzgut Vögel .........................................................................................................102 7.1 Vorkommen und Verbreitung ..............................................................................102 7.2 Bestehende und schon angewandte Monitoringkonzepte ...................................105 7.3 Gegenstand und Anforderungen an ein Monitoring.............................................113 7.4 Probenplan .........................................................................................................126 7.5 Qualitätssicherung..............................................................................................135

8 Schutzgut Meeressäugetiere ......................................................................................140 8.1 Vorkommen und Verbreitung ..............................................................................140 8.2 Bestehende und schon angewandte Monitoringkonzepte ...................................147 8.3 Gegenstand und Anforderungen an ein Monitoring.............................................154 8.4 Probenplan .........................................................................................................161 8.5 Qualitätssicherung..............................................................................................171

9 Bewertung des Erhaltungszustands nach LANA Schema...........................................181 10 Zusammenfassung.....................................................................................................184 11 Summary....................................................................................................................190 12 Literatur ......................................................................................................................195

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Abkürzungsverzeichnis

Abb. Abbildung ALR Amt für ländliche Räume, Schleswig Holstein ARGE-Elbe Arbeitsgemeinschaft für die Reinhaltung der Elbe AWI Alfred-Wegener-Institut für Polar- und Meeresforschung AWZ Ausschließliche Wirtschaftszone BFA-FI Bundesforschungsanstalt für Fischerei BfN Bundesamt für Naturschutz bft Beaufort BITS Baltic International Trawl Survey BLAK Bund-Länder-Arbeitskreis Naturschutz BLMP Bund-Länder-Messprogramm BMBF Bundesministerium für Bildung und Forschung BMU Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und

Reaktorsicherheit BMVEL Bundesministerium für Verbraucher, Ernährung und

Landwirtschaft BSH Bundesamt für Seeschifffahrt und Hydrographie DYFS Demersal Young Fish Survey EU Europäische Union FFH-RL Flora-Fauna-Habitat-Richtlinie FTZ Forschungs- und Technologiezentrum Westküste der Universität

Kiel GIS Geografisches Informationssystem ha Hektar HOAI Honorarordnung für Architekten und Ingenieure HELCOM Helsinki-Commission ICES International Council for the Exploration of the Sea Ind. Individuum IOW Institut für Ostseeforschung Warnemünde km Kilometer km/h Kilometer pro Stunde kn Knoten LANA Länderarbeitsgemeinschaft Naturschutz, Landschaftspflege und

Erholung LANU Landesamt für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein LAVES Landesamt für Verbraucherschutz, Niedersachsen LRT Lebensraumtyp LUNG Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-

Vorpommern m Meter MARBIT Marine Biotic Index Tool MLUR SH Ministerium für Landwirtschaft, Umwelt und ländliche Räume NERI National Environmental Research Institute, Denmark NPA SH Landesamt für den Nationalpark Scheswig-Holsteinisches

Wattenmeer OSPAR Oslo-Paris-Commission sm Seemeile Tab. Tabelle T-POD Timing Porpoise Detector TSI taxonomic spread index UVS Umweltverträglichkeitsstudie VRL EU-Vogelschutzrichtlinie WRRL Wasserrahmenrichtlinie

Einleitung Natura 2000 Monitoring AWZ

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2 Einleitung und Aufgabenstellung

Das Vorhaben basiert auf den Bestimmungen der Flora-Fauna-Habitat-Richtlinie sowie der EU-Vogelschutzrichtlinie, welche die EU-Mitgliedsstaaten verpflichten, für alle Lebensräume und Arten von gemeinschaftlichem Interesse einen günstigen Erhaltungszustand und damit die Sicherung der Artenvielfalt zu erreichen. Die EU-Mitgliedsstaaten sind zudem verpflichtet, den Zustand der zu schützenden Lebensräume und Arten zu überwachen und über den Erfolg ihrer Schutzmaßnahmen zu berichten. Für die Seegebiete der Deutschen Ausschließlichen Wirtschaftszone (AWZ) von Nord- und Ostsee ist das Bundesamt für Naturschutz gemäß § 38 BNatSchG für die Ausweisung und Verwaltung, einschließlich des Monitorings und der Berichtspflichten entsprechend den Verpflichtungen der Bundesländer, zuständig. Daraus leitet sich die Aufgabe ab, für die Natura 2000 relevanten Schutzgüter ein Monitoringprogramm zu entwickeln.

Die Vorgaben für das Monitoring und die Berichtspflichten gemäß FFH-RL hat die EU Kommission in einer Mitteilung an den Habitatausschuss festgelegt (DocHab-04-03/03-rev.3, EU Kommission 2005). Bund und Länder haben die Vorgehensweise zur Erfüllung der Berichtspflichten an die EU untereinander abgestimmt und dies in einer Reihe von LANA-Beschlüssen formuliert (Die wesentlichen Beschlüsse sind: 81. LANA „Pinneberg Beschlüsse, 2001“; 90. LANA, Bremen, 2005; 91. LANA, Heidelberg, 2005; 92. LANA, Hamburg, 2006). Im Auftrag der LANA wurden zusammen mit Experten der Länder im Rahmen von Bund-Länder Arbeitskreisen (BLAK) Kriterien zur Bewertung des Erhaltungszustandes der Arten und Lebensraumtypen erarbeitet (www.bfn.de/0315_monitoring.html). Weiterhin wurden im Rahmen des AWZ-Forschungsprogramms „Habitat Mare“ Verfahren entwickelt, um für die einzelnen Schutzgüter, Verbreitung und Entwicklung über lange Zeiträume erfassen und beschreiben zu können (s. www.habitatmare2000.de). Ein konkreter Probenplan und Auswertevorgaben für das langjährige Monitoring der in der AWZ zu schützenden Arten und Lebensräume wurde jedoch noch nicht erstellt.

Das Bundesamt für Naturschutz hat die Verfasser dieses Berichts beauftragt, unter Berücksichtigung der genannten europäischen und nationalen Vorgaben für das Natura 2000 Monitoring, einen detaillierten Probenplan, das zeitliche Verfahren und die Auswertevorgaben für das Monitoring der küstenfernen Lebensraumtypen und Arten gemäß FFH-RL und EU-Vogelschutzrichtlinie im Küstenmeer und in der deutschen AWZ von Nord- und Ostsee zu entwickeln. Dieser soll für die nächsten zwölf Jahre (zwei Berichtsperioden) anwendbar sein. Die Bereiche des Küstenmeeres und der AWZ sind dabei in ihrer ökologischen Funktion zusammen zu betrachten.

Für die Erstellung des Monitoringkonzepts wurde vom 19. bis zum 21. März 2007 ein Workshop beim Bundesamt für Naturschutz durchgeführt, auf dem ein erster Konzeptentwurf der Gutachter mit Experten aus verschiedenen Fachdisziplinen und Vertretern der Küstenbundesländer diskutiert wurden. Die Ergebnisse des Workshops bildeten eine wichtige Grundlage bei der Erstellung des hier vorgelegten Endberichts.

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Berichtspflichten Natura 2000 Monitoring AWZ

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3 Natura 2000 Berichtspflichten

Die Vorgaben für das FFH-Monitoring hat die EU-Kommission im März 2005 in der Mitteilung an den Habitatausschuss „Bewertung, Monitoring und Berichterstattung des Erhaltungszustands – Vorbereitung des Berichts nach Art. 17 der FFH-Richtlinie für den Zeitraum von 2001 – 2007 (DocHab-04-03/03-rev.3)" formuliert.

Ziel der EU Naturschutzrichtlinien ist es, für alle Lebensräume und Arten von gemeinschaftlichem Interesse einen günstigen Erhaltungszustand zu erreichen und dazu beizutragen, die Biodiversität der natürlichen Lebensräume und der wildlebenden Flora und Fauna zu erhalten. Aufgabe des Monitorings ist dementsprechend, zu überprüfen, ob der günstige Erhaltungszustand erreicht wird. Ist dies nicht der Fall bzw. verschlechtert sich der Erhaltungszustand, sind die EU-Mitgliedsstaaten verpflichtet, Schutzmaßnahmen für die betroffene Art oder den Lebensraumtyp einzuleiten. Hieraus ergibt sich eine hohe Bedeutung für das Natura 2000 Monitoring, denn eine Verschlechterung des Erhaltungszustands erfordert die Umsetzung von Maßnahmen die ggf. auch zu Einschränkungen bestehender Nutzungen führen können, wenn diese ursächlich oder fördernd für den negativen Trend sind.

Die EU-Mitgliedsstaaten sind verpflichtet, der Kommission in sechsjährigen Abständen über den Erhaltungszustand der Arten und Lebensräume von gemeinschaftlichem Interesse zu berichten. Die Berichte sollen den Erhaltungszustand nicht allein in den Natura 2000 Gebieten beschreiben, sondern den Zustand der Arten und Lebensräume im gesamten Vorkommensgebiet im Mitgliedstaat. Als Berichtszeiträume sind zunächst 1994-2000, 2001-2006 und 2007-2012 festgelegt. Innerhalb des ersten Berichtszeitraums erfolgte in den Gewässern der AWZ kein Monitoring, im zweiten Berichtszeitraum allerdings eine umfassende Bestandserfassung, die wesentlich der Abgrenzung der Natura 2000 Meeresschutzgebiete diente. Diese bildet auch die Basis für das Monitoring im nun beginnenden dritten Berichtszeitraum. Für diesen und die folgenden Berichtsperioden wurde das Monitoringkonzept entwickelt. Schwerpunkt des dritten Berichtszeitraums ist gemäß EU-Vorgabe (DocHab-04-03/03-rev.3) die „Erneute Erfassung und Bewertung des Erhaltungszustands auf der Grundlage des geschaffenen Monitoringsystems und die Überprüfung der Wirksamkeit der im Rahmen der Richtlinie ergriffenen Maßnahmen“. Die Bewertung des aktuellen Erhaltungszustands erfolgt dabei gegen den in den vorhergegangenen Berichtsperioden ermittelten Zustand.

Gegenstand der Bewertung des Erhaltungszustands und damit auch des Monitorings sind die folgenden in der Bewertungsmatrix der Kommission aufgeführten Parameter (für eine genauere Erläuterung der jeweiligen Parameter wird auf DocHab-04-03/03-rev.3, EU-Kommission 2005 verwiesen).

Lebensraumtypen (Anhang I FFH-RL):

● Aktuelles natürliches Verbreitungsgebiet ● Aktuelle Fläche des Lebensraumtyps innerhalb des aktuellen natürlichen Verbreitungsgebietes ● Spezifische Strukturen und Funktionen (einschließlich lebensraumtypischer Arten) ● Zukunftsaussichten (Trend in Bezug auf aktuelles natürliches Verbreitungsgebiet, aktuelle Fläche, spezifische Strukturen und Funktionen unter Berücksichtigung bestehender und geplanter Eingriffe)


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Arten (Anhang II FFH-RL, geschützte Arten gemäß VRL): Die VRL sieht nach Art. 4 (3) und Art. 12 eine Berichtspflicht gegenüber der EU-Kommission vor. Deshalb wird im vorliegenden Bericht davon ausgegangen, dass auch für die gemäß VRL geschützten Arten in vergleichbarer Weise unter Benutzung des Konzeptes des günstigen Erhaltungszustandes ein Monitoring durchgeführt werden sollte. Dazu liegen z. Zt. allerdings keine endgültigen Beschlüsse des Habitat- bzw. des Ornis-Ausschusses vor.

● Aktuelles natürliches Verbreitungsgebiet (Range)

● Population

● Habitat

● Zukunftsaussichten (im Hinblick auf aktuelle Population, Verbreitung und Verfügbarkeit von Habitaten unter Berücksichtigung bestehender und geplanter Eingriffe).

Für die Bewertung des Erhaltungszustandes werden somit Angaben über die Verbreitung von Lebensräumen und ihren charakteristischen Arten sowie von Arten und ihren Habitaten verlangt. Bei den Arten spielt die Höhe der Bestände eine Rolle, bei den Lebensraumtypen neben der Ausdehnung auch spezifische Funktionen wie die Vorkommen lebensraumtypischer Arten. Als Richtwerte für die im Monitoring zu erreichende Aussageschärfe können gemäß EU-Kommission (DocHab-03-03/04) Bestands-veränderungen herangezogen werden, nach denen eine Änderung der Bewertung des Erhaltungszustands erfolgen soll. Dies ist der Fall, wenn die Ausdehnung eines Lebensraumtyps um mehr als 1% pro Jahr zurückgeht oder den günstigen Referenzzustand um mehr als 10% unterschreitet. Bei den Arten gilt entsprechend ein Rückgang um mehr als 1% des Bestandes oder des Verbreitungsgebietes pro Jahr oder wenn das Verbreitungsgebiet um mehr als 10% unterhalb des günstigen Verbreitungsgebietes liegt. Weiterhin wird ein ungünstiger Erhaltungszustand angenommen, wenn der aktuelle Bestand um mehr als 25% unterhalb der günstigen Gesamtpopulation liegt oder Fortpflanzung, Mortalität und Altersstruktur stark von den normalen Parametern abweichen. Zur Überprüfung dieser Werte verlangt die Kommission ein Monitoring mit grobem Raster, sofern sich die Lebensraumtypen und Arten in einer guten, stabilen Situation befinden. Ergibt das Monitoring, dass dies nicht der Fall ist, oder dass der Erhaltungszustand sich verschlechtert, ist ggfs. eine Anpassung der Vorgehensweise notwendig, um das Ausmaß der Problematik zu überblicken und notwendige Maßnahmen einleiten zu können.

Anhand der EU-Vorgaben hat die LANA im September 2006 (94. LANA, Eisenach, Top 4) eine gemeinsame Vorgehensweise für Bund und Länder entwickelt und beschlossen, die im Folgenden wiedergegeben wird:

• Stichprobenumfang: Um die EU-weiten Vorgaben zu erfüllen, wird vorgeschlagen, je Art und Lebensraumtyp pro biogeographischer Region 63 Vorkommen als Stichprobe zu untersuchen.

• Arten und Lebensraumtypen, die mehr als 63 Vorkommen in einer biogeographischen Region haben, werden stichprobenartig erfasst; Arten / LRT, die seltener vorkommen, werden vollständig erfasst. (vgl. 85. LANA TOP 4.3, „häufige“ Arten sind stichprobenhaft zu erfassen, „seltene“ werden komplett erfasst.) Nach vorläufiger Einschätzung wird für ca. die Hälfte der Arten und LRT eine Beschränkung des Aufwands durch Stichprobenerfassung möglich sein.

• Getrennte Aussagekraft innerhalb und außerhalb des Netzes Natura 2000: Um Unterschiede in der Entwicklung des Erhaltungszustandes innerhalb und außerhalb des Netzes Natura 2000 belastbar getrennt darstellen zu können (Darstellung der


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Erfolge des Schutzgebietsmanagements), wäre eine Erhöhung des Stichprobenumfangs erforderlich. Der genaue Umfang wird derzeit ermittelt, um so eine spätere Entscheidung hierüber unter entsprechender Abwägung von Aufwand und Ertrag zu ermöglichen.

• Beschränkung auf Gebietskulisse: Übernahme des LANA-Beschlusses für den Bericht 2007: Wenn 80 % oder mehr des Bestandes einer Art / eines LRTs in FFH-Gebieten liegen, beschränkt sich die Erfassung für das Monitoring ausschließlich auf die Schutzgebiete.

• Erfassungsintervall: Die Erfassungsintervalle für Arten und Lebensraumtypen sind im Wesentlichen ein Mal pro sechsjähriger Berichtsperiode.

• Erfassung von Trends: Im europäischen Berichtsformat ist für einen kritischen Bestandsrückgang ein Grenzwert von 1% pro Jahr = 6% pro sechsjährigen Berichtszeitraum vorgegeben. In begründeten Einzelfällen kann von diesem Wert abgewichen werden. Bei einer Stichprobe von 63 Flächen/Vorkommen je Art bzw. LRT und biogeographischer Region kann innerhalb des sechsjährigen Berichtszeitraumes eine mindestens 12%ige Bestandsänderung von Arten/LRTs mit 80%iger Sicherheit erkannt werden. Im Rahmen von zwei Berichten – d.h. einer zwölfjährigen Periode – sind durchschnittliche Änderungen von 1% jährlich darstellbar. Dieser Grad an Genauigkeit ist fachlich vertretbar.

Allgemeine Herangehensweise Natura 2000 Monitoring AWZ

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4 Allgemeine Herangehensweise

Aufgabe des Vorhabens ist die Erstellung eines konkreten Probenplans für das küstenferne Natura 2000 Monitoring. Dies bedeutet die Festlegung von Umfang und Frequenz der Untersuchungen, die notwendig sind, um die Natura 2000 Berichtspflichten für die einzelnen Schutzgüter erfüllen zu können. Die Natura 2000 Berichtspflichten sind von allen Mitgliedsstaaten der EU zu erfüllen. In Deutschland liegen die Zuständigkeiten dabei innerhalb des Hoheitsgebietes bei den Bundesländern, in der AWZ werden diese Aufgaben vom Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (BMU) und dem Bundesamt für Naturschutz (BfN) wahrgenommen. In diesem Bericht wird ein Monitoringkonzept mit Probenplan für die in der AWZ bedeutsamen Natura 2000 Schutzgüter erstellt. Ein getrenntes Monitoring von Bund und Ländern in den Meeresgebieten der Nord- und Ostsee wäre fachlich jedoch nicht sinnvoll und in der Praxis oft nicht genügend aussagekräftig. Soweit die in der AWZ relevanten Schutzgüter auch in den Küstengewässern bedeutsame Vorkommen aufweisen, werden diese bei der Erstellung des Probenplans berücksichtigt und wo möglich, wird der Probenplan auf eine vollständige Abdeckung des jeweiligen Schutzgutes ausgelegt. Marine Schutzgüter, die in der AWZ nicht von Bedeutung sind, z. B. nur küstennah vorkommende Lebensraumtypen (1130, Ästuare), werden in diesem Bericht nicht behandelt.

Die vorliegenden Beschlüsse der LANA stellen auch für das Küsten- und Meeresmonitoring die Grundlage für den Umfang der künftig durchzuführenden Untersuchungen und deren gewünschte Aussagekraft dar. Im marinen Bereich stellt die hohe räumliche und zeitliche Dynamik der Verbreitung von Arten und Lebensgemeinschaften in einem Lebensraum ohne feste natürliche Grenzen hohe Anforderungen an das Monitoring. So ist beispielsweise die räumliche und zeitliche Dynamik der marinen Säugetiere und Seevögel durch wechselhafte meteorologische und hydrographische Faktoren geprägt. Wanderungen und Bestandsverlagerungen gehen dabei weit über die Abgrenzungen nationaler Territorien hinaus. Zur Vorgabe, dass möglichst Bestandsveränderungen von jährlich 1 % erkannt werden sollen, ist daher anzumerken, dass dies weit unterhalb natürlicher Schwankungen der zu betrachtenden Populationen liegt und auch über einen längeren Berichtszeitraum schwer abzusichern ist. Hier kommt noch erschwerend hinzu, dass für viele derzeit vorliegende Bestandsangaben keine Vertrauensbereiche angegeben sind, so dass eine statistische Absicherung des notwendigen Probenumfangs vorab oftmals nicht möglich ist. Die Erfassung und Beschreibung der marinen Schutzgüter im Hinblick auf die Schutzbestimmungen zu Natura 2000 ist - darauf muss deutlich hingewiesen werden - noch ein relativ junger Prozess, für den Methoden weiterentwickelt und Untersuchungsstandards noch festgelegt werden müssen. Bei der Entwicklung der Probenpläne für die einzelnen Schutzgüter wurde versucht, die Variabilität der Vorkommen so weit möglich zu berücksichtigen und den notwendigen Untersuchungsumfang so festzulegen, dass Trends abgesichert und mögliche negative Veränderungen erkannt werden können.

Für alle Schutzgüter wurde im vorliegenden Konzept eine einheitliche Vorgehensweise gewählt, nach der zunächst die Vorkommen charakterisiert, der notwendige Untersuchungsumfang ermittelt und danach die infrage kommenden Methoden beschrieben werden. Auf dieser Grundlage wird dann ein Probenplan erstellt. Die einzelnen Schritte sind im Folgenden wiedergegeben:

Vorkommen und Verbreitung: Beschreibung jedes Schutzgutes in den deutschen Meeresgebieten mit besonderer Berücksichtigung der AWZ und Vergleich zu den umgebenden Meeresgebieten. Diese beinhaltet eine kurze Übersicht über räumliche und zeitliche Vorkommen in Nord- und Ostsee, wenn möglich mit Bestandsangaben und Trends.

Allgemeine Herangehensweise Natura 2000 Monitoring AWZ

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Abschätzung der Anteile der Vorkommen in der AWZ und im Küstenmeer und der Anteile in Natura 2000 Schutzgebieten. Die Saisonalität der Vorkommen wird hervorgehoben, soweit gegeben. Für die Lebensraumtypen müssen charakteristische/typische Arten benannt werden.

Bestehende und schon angewandte Monitoringkonzepte für einzelne Schutzgüter: Kurze Übersicht über laufende Monitoring-, Erfassungs- oder Forschungsvorhaben sowie deren methodisches Vorgehen. Bei Vorschlägen aus laufenden Monitoringvorhaben der Bundesländer wird geprüft, welchen Beitrag diese zum Natura 2000 Monitoring leisten können. Weiterhin kurze Darstellung vorliegender Monitoringkonzepte (falls vorhanden).

Monitoring-Anforderungen je Schutzgut: Darstellung der Anforderungen entsprechend den EU-Anforderungen und LANA-Protokollen. Darüber hinaus Ableitung des notwendigen Untersuchungsumfangs für die AWZ je biogeografischer Region (s. dazu auch LANA Protokoll v. 14./15.9.2006). Begründung zur Erfassung von Gesamt- oder Teilbeständen, Festlegung des Untersuchungsgebietes (Ausdehnung = Natural Range) und der zu untersuchenden Arten und/oder Lebensgemeinschaften.

Aus den Anforderungen abgeleitet werden in diesem Kapitel auch die für ein Natura 2000 Monitoring in Frage kommenden Erfassungs- und Auswertungsmethoden beschrieben mit Schwerpunkt auf folgende Aspekte:

- Beschreibung der Methode

- Beschreibung der erhobenen Daten je Methode

- Beschreibung der Auswerteverfahren

Probenplan: Darstellung des räumlichen und zeitlichen Probenaufwandes mit den im vorherigen Kapitel beschriebenen Methoden.

Qualitätssicherung: Eine kritische Methodenbewertung soll die Qualität der erhobenen Daten im Hinblick auf folgende Aspekte beschreiben:

- Variabilität der Daten: In welchem Maße wird diese durch die Methodik der Probenahme (z.B. Einfluss wechselnder Beobachter, Wetterbedingungen) beeinflusst, in welchem Maße entspricht sie der natürlichen Variabilität der Vorkommen. Wenn verfügbar, werden Beispiele anhand verfügbarer Datensätze gezeigt.

- Räumliche und zeitliche Leistungsfähigkeit der Methode.

- Prognosefähigkeit der Methoden und Eignung für ein langfristiges Monitoring.

Weiterhin werden Möglichkeiten und Vorgehensweisen für eine Qualitätssicherung (Qualitätsmanagement) vorgeschlagen.

Die Unterschiede in der Ökologie und im Vorkommen der einzelnen Schutzgüter sowie auch die unterschiedliche Datenlage je Schutzgut bedingen, dass abhängig vom jeweiligen Schutzgut verschiedene Schwerpunkte in den einzelnen Kapiteln gesetzt werden. Das hat zur Folge, dass die jeweiligen Kapitel zu den einzelnen Schutzgütern nicht identisch aufgebaut sind, auch wenn sie grundsätzlich dem oben angeführten Schema folgen.

Schutzgut Lebensraumtypen Natura 2000 Monitoring AWZ

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5 Schutzgut Lebensraumtypen

Die gemäß FFH-Richtlinie zu schützenden Lebensraumtypen werden in Anhang I der FFH-RL aufgelistet. Im Bereich der AWZ in Nord- und Ostsee sind zwei dieser LRT vertreten. Es handelt sich um die Typen Sandbänke (1110) und Riffe (1170) (Interpretation Manual of European Union Habitats 2003).

Definition Sandbänke mit nur schwacher ständiger Überspülung durch Meerwasser (1110) Sandbänke sind Erhebungen des Meeresgrundes im Sublitoral, die bis dicht unter die Meeresoberfläche reichen können, aber bei Niedrigwasser nicht frei fallen. Sie sind vegetationsfrei oder haben eine spärliche Makrophytenvegetation (z. B. Zosteretum marinae, Cymodoceion nodosae) (RICHTLINIE 2006/105/EG).

Sandbänke sind sandige Rücken, die sich deutlich aus ihrer weiteren Umgebung heraus erheben, sie müssen entsprechend der Definition im aktuellen 'Interpretation Manual' ständig mit Wasser bedeckt sein.

Bei ihrem Substrat überwiegen flächenhaft Sande bis hin zu kiesigen Gemischen; eine Mindestmächtigkeit von 30 bis 40 cm muss vorliegen, um Lebensraum für typische Sandbodengemeinschaften zu bieten; sie sind oft vegetationsfrei oder nur mit einer spärlichen Makrophytenvegetation bewachsen; sie heben sich in ihren ökologischen Funktionen von der weiteren Umgebung ab.

Für die deutsche AWZ hat das BfN eine Liste der derzeit bekannten Sandbänke in der Nord- und Ostsee vorgelegt (www.habitatmare.de)

Definition Riffe (1170)

Vom Meeresboden aufragende mineralische oder biogene Hartsubstrate des Eu- und Sublitorals, häufig von Großalgen und Muscheln bewachsen, v.a. in der Ostsee auch mit höheren Pflanzen. Eingeschlossen sind sowohl Felswatten, Riffe entlang der Felsküsten (litoral reefs) als auch im offenen Meer aufragende Riffe (Offshore reefs) (RICHTLINIE 2006/105/EG). Riffe sind vom Meeresboden schwach bis stark abgegrenzte mineralische Hartsubstrate wie Felsen, Geschiebe, Steine. Hauptsächlich finden sich Moränenrücken mit Block- und Steinbedeckung in kiesig-sandiger Umgebung; biogene Hartsubstrate wie Sandkorallen-Riffe und Muschelbänke, aber auch einfach Muschelschill.

Bemerkung Bei Riffen wird zwischen dem geogenen und dem biogenen Typus unterschieden. Der Habitatausschuss der EU hat dazu 2006 eine konkretisierte Definition erstellt, die Ende des Jahres von den Mitgliedstaaten beschlossen wurde. Bei den riffbildenden Organismen handelt es sich in erster Linie um koloniale Vorkommen von Muscheln, deren Schalen (Sekundäres Hartsubstrat) die Siedlungsgrundlage für eine Reihe von Organismen bildet.

Obwohl Vorkommen biogener Riffe grundsätzlich bekannt sind, sind für den Bereich der deutschen Nordsee bislang keine Flächen mit biogenen Riffen abgegrenzt worden, zudem fehlen bislang Kartieranleitungen. Zukünftig ist damit zu rechnen, dass Flächen mit biogenen Riffstrukturen getrennt von geogenen Riffen erfasst werden können. Da die

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Lebensbedingungen der charakteristischen Arten von geogenen und biogenen Riffen in der Nordsee deutliche Unterscheidungsmerkmale bezüglich ihrer Zusammensetzung aufweisen, muss der Erhaltungszustand für biogene und geogene Riffflächen getrennt bewertet und durch Monitoringmethoden erfasst werden.

Der bei weitem wichtigste Riffbildner in der Ostsee ist die Miesmuschel (Mytilus edulis). In der deutschen AWZ der Ostsee kommt sie auf nahezu allen natürlichen Hartsubstratflächen bis in größere Wassertiefe vor. Miesmuscheln können aber auch auf sandigen Böden dichte, teilweise driftende Bestände bilden. Hieraus ergeben sich fließende Übergänge zwischen biogenen und geogenen Riffen, so dass sich die Notwendigkeit für die Erstellung einer klaren Kartieranleitung ergibt, nach der die beiden Typen unterschieden und abgegrenzt werden können. In der Ostsee werden auch geogene Riffe flächendeckend mit Miesmuscheln überwachsen, wodurch eine klare Trennung zwischen den beiden Typen nicht sinnvoll ist.

5.1 Vorkommen und Verbreitung

Kontinentale biogeografische Region (Ostsee) Die deutsche Ostsee ist wesentlich durch einen Salzgehaltsgradienten von West nach Ost geprägt. Der Salzgehalt (Salinität) der Ostsee schwankt zwischen über 25 PSU (2,5 %) im Skagerrak und 5–3 PSU (0,5 %–0,3 %) im nordöstlichen Teil (Bottenwiek und Finnischer Meerbusen). Dabei ist der Abfall im Salzgehalt nicht kontinuierlich, sondern eher sprunghaft. Dies lässt sich darauf zurückführen, dass das Bodenprofil der Ostsee durch die Eiszeiten bedingt in Becken unterteilt ist. Der größte Sprung in der Ostsee-Salinität findet an der Darßer Schwelle nördlich von Rostock statt, die zwischen Belt und Arkona-Becken liegt. Hier sinkt die Salinität von circa 1,7 % auf 0,8 %. Der Grund für die sprunghaften Salinitätsunterschiede liegt in der unterschiedlichen Dichte von Salz- und Süßwasser, die zu einer Schichtbildung führt. Das schwere Salzwasser sinkt auf den Grund des Meeres und sammelt sich in den eben genannten Becken. Die Schwellen zwischen diesen Becken können vom Salzwasser nicht ohne weiteres überwunden werden. Dies hat einen direkten Einfluss auf die Zusammensetzung der Lebensgemeinschaften, so dass regional unterschiedliche Gemeinschaftsstrukturen auftreten, was durch die aktuellen Untersuchungen der Artengemeinschaften des Makrozoobenthos der Riffe in der AWZ (Zettler et al. 2006) bestätigt wurde.

Aufgrund dieser lokal variierenden Verhältnisse ist es nicht möglich, eine einheitliche Liste mit charakteristischen Arten aufzustellen. Es wird deshalb empfohlen, die Ostsee innerhalb des Hoheitsgebietes in zwei große Bewertungseinheiten zu unterteilen.

Die westliche Bewertungseinheit umfasst den Bereich von der dänischen Grenze bis zur Darßer Schwelle. Er beinhaltet das Meeresgebiet der südlichen Beltsee mit einem Salzgehalt der grob zwischen 20 und 15 PSU schwankt.

Daran anschließend erstreckt sich die östliche Bewertungseinheit bis an die Grenze des Hoheitsgebiets in die Pommersche Bucht. Der Übergang an der Darßer Schwelle markiert den Übergang zur Arkonasee. Für die beiden Gebiete wird eine individuelle Liste typischer Arten vorgeschlagen. Für einzelne küstennahe Gebiete kann noch einmal eine weitere regionale Betrachtung der charakteristischen Arten notwendig sein.


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Abb. 1: Einteilung der deutschen AWZ in der Ostsee und Übersicht über die Vorkommen der LRTs und FFH-Gebiete.

Atlantische biogeografische Region (Nordsee) Nach allgemeiner Auffassung wird die deutsche AWZ der Nordsee in eine küstenferne und eine küstennahe Bewertungseinheit unterteilt. Der küstenferne Bereich umfasst das Gebiet der Doggerbank, den so genannten Entenschnabel. Hier liegt auch das FFH-Gebiet Doggerbank (DE 1003-301). In westlicher Richtung schließt sich der küstennahe Bereich an, welcher die FFH-Gebiete Sylter Außenriff (DE 1209-301) und Borkum-Riffgrund (DE 2104-301) beinhaltet.

Auf Grund dieser großräumigen geographischen Verbreitung variieren Hydrologie und Sedimentverhältnisse in den verschiedenen Regionen, wodurch lokal Unterschiede in den charakteristischen Lebensgemeinschaften des Makrozoobenthos entstehen. Es ist daher nicht möglich, eine einzelne Liste mit charakteristischen Arten für die Beurteilung der Verhältnisse der Lebensraumtypen in der Nordsee zu Grunde zu legen. Vielmehr muss die Definition des charakteristischen Arteninventars jeweils an die örtlichen Verhältnisse in den beiden Bewertungseinheiten angepasst werden.


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Abb. 2: Einteilung der deutschen AWZ in der Nordsee und Übersicht über die Vorkommen der LRTs und FFH-Gebiete


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Lebensraumtyp Sandbänke (1110)

Atlantische biogeografische Region (Nordsee)

Sandbänke kommen in der atlantischen biogeographischen Region von Deutschland sowohl in den Küstengewässern als auch in der AWZ vor. Der Gesamtbestand gliedert sich wie folgt (Ellwanger et al. 2000, Natura-2000-Datenbank des BfN 2005):

Tab. 1: Aktuelle Flächenverteilung des LRT Sandbänke (1110) in der deutschen Nordsee

Größe der Vorkommen (ha)

Anteil der LRT-Fläche in den Bereichen der

Nordsee (%)

Anteil der Flächen des LRT innerhalb der FFH-Gebiete (%)

Küstengewässer

50.000 13

AWZ

348.395 87

Gesamtfläche 81

400.000

Geographische Verbreitung In der AWZ der atlantischen biogeographischen Region kommt das Schutzgut Sandbänke in vier Gebieten vor.

Die größte zusammenhängende Fläche dieses Lebensraumtyps befindet sich im äußersten Nordwesten der AWZ und umfasst das gesamte Gebiet nördlich der Doggerbank und den größten Teil des FFH-Gebietes „Doggerbank“ (DE 1003-301) (Karte BfN 2004). Der Bereich außerhalb des Gebietes umfasst eine Fläche von 63.800 ha. Innerhalb des gemeldeten Schutzgebiets nimmt dieser Lebensraumtyp eine Ausdehnung von 163.099 ha ein, was 96 % der Fläche des gesamten FFH-Gebietes entspricht. Die deutsche AZW stellt hier lediglich einen Teilbereich dieses Lebensraumtyps dar, seine volle Ausdehnung ist erheblich größer und betrifft sowohl dänische als auch niederländische Hoheitsgewässer.

Der Bereich der zentralen Nordsee ist durch Wassertiefen von 40 m bis 60 m gekennzeichnet. Es finden sich sublitorale Sande und schlickige Sande. Während des Sommers zeigt die Wassersäule oft eine Thermokline.

Im angrenzenden Bereich der Doggerbank, im FFH-Gebiet „Doggerbank“ finden sich Wassertiefen zwischen 30 und 40 m. Im südlichen Abschnitt befinden sich die Ausläufer der Doggerbank, das so genannte Dogger Tail Ends. Die Wassertiefe ist hier kleinräumig geringer als 30 m.

Die vorherrschenden Sedimenttypen sind Feinsande bis Mittelsande. Diese sind in der Regel schillhaltig. Eine durchgehende Temperaturschichtung bildet sich während des Sommers selten aus.

Auf Grund seiner geographischen Lage, dem Übergang zur zentralen Nordsee mit verhältnismäßig großen Wassertiefen, wird das Makrozoobenthos hauptsächlich durch die Bathyporeia-Tellina-Gemeinschaft charakterisiert.

Die zweitgrößte Ausdehnung dieses Lebensraumtyps in der AWZ befindet sich im südwestlichen Teil der Deutschen Bucht. Hier liegt auch das FFH-Gebiet „Borkum-Riffgrund“ (DE 2104-301). Die Wassertiefe variiert in diesem Bereich der Nordsee zwischen 15 und


15

30 m. Innerhalb des FFH-Gebietes hat der Lebensraumtyp eine Ausdehnung von 51.915 ha und bedeckt somit ca. 83 % des Meeresbodens. Der außerhalb nördlich angrenzende Bereich hat eine Fläche von 40.660 ha. Die vorhandenen Bänke sind die Reste von Moränen aus der Saaleeiszeit und stellen den vorherrschenden Lebensraumtyp. Das Sediment besteht meist aus Feinsanden. Kleinräumig finden sich in diesem Gebiet zusätzlich auch Reliktsubstrate aus Kies und Steinen, die riffartige Lebensräume bilden.

Im Bereich außerhalb des FFH-Gebietes finden sich Bänke aus Fein- und Mittelsanden ohne Kies – und Steinvorkommen.

Vorherrschend ist die Tellina-fabula-Gemeinschaft, die bevorzugt auf Feinsand zu finden ist.

Ein weiteres Vorkommen mit einer Fläche von 20.146 ha des Lebensraumtyps Sandbänke findet sich an der nördlichen Grenze der AWZ ca. 110 km von der Küste entfernt und ca. 25 km westlich vom FFH-Gebiet „Sylter Außenriff“ (DE 1209-301) gelegen. Da über 80 % des Lebensraumtyps bereits in Schutzgebieten liegen, muss dieses Vorkommen gemäß den Vorgaben der LANA nicht im Monitoringprogramm berücksichtigt werden (s.u.). Das Sediment besteht in diesem Bereich aus Sanden und schlickigen Sanden. Die vorherrschenden Wassertiefen liegen zwischen 20 und 30 m. Am westlichen Rand finden sich im Norden und im Süden je eine kleinräumige Fläche mit Mittelsand, Kies und Steinen, die den Lebensraumtyp Riffe bilden. Dieser Bereich ist dem Osthang des Elbe-Urstromtals zuzurechnen. Die vorhandenen Bänke sind als Reste von Moränen anzusehen.

Der Lebensraum liegt am Übergang zur inneren AWZ. Das Makrozoobenthos gehört in feinsandigen Bereichen hauptsächlich zur Tellina-fabula-Gemeinschaft. In schlickigen Abschnitten findet sich häufig die Nucula-nitiosa-Gemeinschaft.

Das kleinste Vorkommen des Lebensraumtyps Sandbänke in der atlantischen biogeographischen Region befindet sich innerhalb des FFH-Gebietes „Sylter Außenriff“ (DE 1209-301). Das Gebiet liegt im südöstlichen Bereich direkt an der Grenze zur 12 sm-Zone im Bereich der Amrum Bank. Es hat eine Ausdehnung von 8.800 ha, was 2 % der Fläche des FFH-Gebietes entspricht.

In diesem Bereich ist die Wassertiefe merklich flacher als in den übrigen Teilen des FFH-Gebietes und variiert zwischen 5 und 10 m. Die in diesem Bereich eingelagerten Sandbänke sind ebenfalls Reste von saaleeiszeitlichen Moränen. Das Substrat besteht aus Mittel- bis Grobsand. Die Goniadella-Spisula-Gemeinschaft ist in diesem Bereich häufig.

Kontinentale biogeografische Region (Ostsee)

Sandbänke kommen in der kontinentalen biogeographischen Region von Deutschland sowohl in den Küstengewässern als auch in der AWZ vor. Der Gesamtbestand gliedert sich wie folgt (Ellwanger et al. 2000, Natura-2000-Datenbank des BfN 2005):


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Tab. 2: Aktuelle Flächenverteilung des LRT Sandbänke (1110) in der deutschen Ostsee


Anteil der LRT-Fläche in den Bereichen der Ostsee (%)

Anteil der Flächen des LRT innerhalb

der FFH-Gebiete (%)

Küstengewässer

36.330

AWZ 38

58.850

Gesamtfläche 62 84

95.180

Geographische Verbreitung

In der AWZ der kontinentalen biogeographischen Region sind drei Vorkommen des Lebensraumtyps Sandbänke beschrieben.

Das größte Vorkommen befindet sich direkt an der östlichen Begrenzung der AWZ im FFH-Gebiet „Pommersche Bucht mit Oderbank“ (DE 1652-301). Dieses Schutzgebiet hat eine Ausdehnung von 110.115 ha, wovon 44 % als Sandbänke ausgewiesen sind. Dies entspricht einer Fläche von 49.000 ha. Die Oderbank ist damit die größte Sandbank in der deutschen Ostsee. Im Gegensatz zu vielen anderen Untiefen ist sie nicht durch eiszeitlich abgelagertes Material entstanden, sondern sehr wahrscheinlich durch die Überflutung einer Dünenlandschaft nach der letzten Eiszeit. Die Wassertiefen variieren zwischen 7 m und 15 m mit einem Mittelwert von 12 m. In großen Teilen ist die Oderbank in Bezug auf ihre Sedimentzusammensetzung sehr homogen. Die größten Anteile werden durch die Fraktionen Fein- bis Mittelsand gestellt. Vereinzelt sind auch größere Mengen von Muschelschill und Feinkies vorhanden.

Ein weiteres Vorkommen des Lebensraumtyps Sandbänke befindet sich im FFH-Gebiet „Adlergrund“ (DE 1251-301), welches zwischen Rügen und Bornholm gelegen ist. Das Gebiet liegt auf einem unterseeischen Ausläufer der Insel Bornholm. Die Gesamtgröße beträgt 23.399 ha, wovon 37 % als zusammenhängende Sandbänke ausgewiesen sind. Dies entspricht einer Fläche von 9.400 ha. Die Wassertiefe variiert zwischen 7 m und 20 m und liegt im Mittel bei 15 m. Das Sediment besteht aus Mittel- und Grobsand mit Anteilen von Kies und Steinen.

Das kleinste Vorkommen des Lebensraumtyps Sandbänke in der deutschen AWZ der kontinentalen biogeographischen Region befindet sich innerhalb des FFH-Gebietes „Fehmarnbelt“ (DE 1332-301). Von 27.992 ha sind 2 % als Sandbank abgegrenzt, was ca. 450 ha entspricht. Die Wassertiefe schwankt zwischen 12 m und 37 m mit einer mittleren Tiefe von 18 m. In den flacheren Bereichen besteht das Sediment hauptsächlich aus groben Sanden mit Kies und Steinen. In den tieferen Bereichen verlagert sich die Zusammensetzung hin zu Feinsand mit wechselnden Schlickanteilen. Stellenweise ist anstehender Mergel vorhanden.


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Lebensraumtyp Riffe (1170)

Atlantische biogeografischen Region (Nordsee)

Riffe kommen in der Atlantischen biogeographischen Region von Deutschland sowohl in den Küstengewässern als auch in der AWZ vor. Der Gesamtbestand gliedert sich wie folgt (Ellwanger et al 2000, Natura-2000-Datenbank des BfN 2005):

Tab. 3: Aktuelle Flächenverteilung des LRT Riffe (1170) in der deutschen Nordsee


Anteil der LRT-Fläche in den Bereichen der Nordsee (%)


der FFH-Gebiete (%)

Küstengewässer

7.000

AWZ 28

18.144

Gesamtfläche 72 < 80

25.144

Geographische Verbreitung

Der Lebensraumtyp Riffe kommt in der gesamten atlantischen biogegraphischen Region vor.

Die meisten dieser Vorkommen befinden sich im FFH-Gebiet „Sylter Außenriff“ (DE 1209-301) und daran angrenzend. Neben den ausgedehnten sandigen Bereichen und einzelnen Sandbänken, die die Reste saaleeiszeitlicher Moränen darstellen, finden sich hier auch Reliktsubstrate, die Kies und Steine aufweisen. Diese Kies- und Steinfelder stellen ebenfalls Lebensräume des Typs Riffe dar.

Das FFH-Gebiet „Sylter Außenriff“ hat eine Ausdehnung von 531.428 ha, wovon die Vorkommen des Lebensraumtyps Riffe 3 % einnehmen, was einer Gesamtfläche von 15.515 ha entspricht. Dies bedeutet, dass sich in diesem Gebiet ca. 86 % der Riffflächen der AWZ befinden. Bei den Vorkommen handelt es sich um 32 vergleichsweise kleine, isolierte Flächen, die über einen großen Bereich des FFH-Gebietes verteilt sind.

Die Wassertiefe variiert zwischen 8 m in Küstennähe und 48 m am westlichen Rand. Die mittlere Wassertiefe beträgt 25 m. Die Goniadella-Spisula- sowie die Telllina-fabula-Gemeinschaft sind in diesem Bereich häufig.

Im angrenzenden westlichen und südlichen Bereich außerhalb des FFH-Gebiets sind 10 Vorkommen des Lebensraumtyps Riffe ausgewiesen. Ihre Gesamtfläche beträgt 6.393 ha.

Innerhalb des FFH-Gebietes „Borkum-Riffgrund“ (DE 2104-301) finden sich ebenfalls vier Vorkommen des Lebensraumtyps Riffe. Die Wassertiefe variiert in diesem Gebiet zwischen 15 und 30 m. Innerhalb des FFH-Gebietes hat der Lebensraumtyp eine Ausdehnung von 2.285 ha und bedeckt somit ca. 4 % des Meeresbodens. Sandbänke bilden hier den vorherrschenden Lebensraumtyp. Sie sind die Reste von Moränenzügen aus der Saaleeiszeit. Das Sediment besteht meist aus Feinsanden. Kleinräumig finden sich zusätzlich auch Flächen mit Kies und Steinen, die riffartige Lebensräume bilden. In diesen Gebieten kommt hauptsächlich die Goniadella-Spisula-Gemeinschaft vor. Generell ist jedoch die Tellina-fabula-Gemeinschaft typisch für den Lebensraum Feinsand .


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Riffe kommen in der kontinentalen biogeographischen Region von Deutschland sowohl in den Küstengewässern als auch in der AWZ vor. Der Gesamtbestand gliedert sich wie folgt (Ellwanger et al. 2000, Natura-2000-Datenbank des BfN 2005):

Tab. 4: Aktuelle Flächenverteilung des LRT Riffe (1170) in der deutschen Ostsee.


Anteil der LRT-Fläche in den Bereichen der Ostsee (%)


der FFH-Gebiete (%)

Küstengewässer

148.000

AWZ 86

24.000 Gesamtfläche 14 < 80

172.000 Geographische Verbreitung

Das Vorkommen des Lebensraumtyps Riffe erstreckt sich über die gesamte kontinentale biogeographische Region. In der deutschen Ostsee nehmen Riffe eine Gesamtfläche von 172.000 ha ein, wovon ca. 92.900 ha innerhalb von FFH-Gebieten liegen, was 54 % der Fläche entspricht. Nach aktuellem Kenntnisstand befinden sich ca. 86 % der Riffflächen in den Küstengewässern, die übrigen 14 % liegen in der AWZ.

In der deutschen AWZ der Ostsee kommen Riffstrukturen in fünf Seegebieten vor. Die größte ausgewiesene Fläche befindet sich zwischen Rügen und Bornholm im Seegebiet Adlergrund und umfasst auch den westlichen Teil der Rönnebank. Insgesamt erstreckt sich das Vorkommen auf 26.470 ha. Teile des Areals liegen in den beiden FFH-Gebieten „Westliche Rönnebank“ (DE 1249-301) und „Adlergrund“ (DE 1251-301). Das Gebiet „Adlergrund“ ist mit einer Gesamtfläche von 23.399 ha das größere der beiden. Riffstrukturen bedecken hier ca. 47 % des Meeresbodens, was einer Fläche von 10.998 ha entspricht. Das Gebiet „Westliche Rönnebank“ umfasst eine Fläche von 9.854 ha, wovon 7.391 ha (75 %) durch den Lebensraumtyp Riffe gekennzeichnet sind.

Beide FFH-Gebiete liegen auf einem unterseeischen Ausläufer der Insel Bornholm. Im Gebiet „Westliche Rönnebank“ finden sich als Sediment neben schwarzem Schlick auch Flächen, die durch Grobsand und Kies gekennzeichnet sind, der häufig auf Mergel aufgelagert ist.

Der Meeresboden des benachbarten Bereiches „Adlergrund“ zeichnet sich vor allem durch verschiedene Sande aus, wobei Grobsand mit Kies und Steinen vorherrschend ist.

Etwa ein Drittel der Fläche liegt außerhalb der beiden FFH-Gebiete. In diesem Bereich ist die Variationsbreite der Sedimente am größten, denn es sind sowohl Schlick, verschiedene Sande als auch Grobsand mit Kies und Steinen vorhanden. Die durchschnittliche Wassertiefe liegt in diesem Bereich zwischen 15 bis 25 m.

Ein weiteres Vorkommen befindet sich im Bereich "Kriegers Flak". Hierbei handelt es sich um eine unterseeische Erhebung östlich der dänischen Insel Man von ca. 1.022 ha Fläche. In


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der deutschen AWZ liegt allerdings nur ein kleiner Teil vom östlichen Randbereich. Die Wassertiefe variiert hier zwischen 22 m und 45 m. In den größeren Wassertiefen besteht das Sediment aus sandigem Schlick, die flacheren Bereiche sind durch verschiedene Sande gekennzeichnet, die auch Kies und Steine enthalten.

Östlich von "Kriegers Flak" sind zwei weitere Vorkommen des Lebensraumtyps Riffe beschrieben. Diese haben Flächen von 8.360 bzw. 880 ha. Die Wassertiefe in diesem Seegebiet ist größer als 40 m. Derzeit liegen keine ökologischen Informationen über diese Flächen vor.

Im FFH-Gebiet „Kadetrinne“ (DE 1339-301) ist der Lebensraumtyp Riffe vorhanden. Es hat eine Ausdehnung von 10.007 ha, wovon 23 %, also 2.302 ha, als Riffstrukturen ausgewiesen sind. Hierbei handelt es sich nicht um eine zusammenhängende Fläche, sondern um fünf Einzelvorkommen von vergleichsweise geringer Größe. Die hier vorgefundenen Sedimenttypen beinhalten Schlick und verschiedene Sande mit Kies und Steinen, die teilweise auf Mergel aufgelagert sind. Die Wassertiefen liegen zwischen 13 m und 32 m mit einer mittleren Tiefe von 27 m.

Riffe sind auch im westlicher gelegenen FFH-Gebiet „Fehmarnbelt“ (DE 1332-301) mit drei Vorkommen beschrieben. Das Gebiet hat eine Fläche von 27.992 ha, wovon 20 % als Riffstrukturen klassifiziert sind, was einer Fläche von 5.598 ha entspricht.

Der Fehmarnbelt gehört zur Übergangzone zwischen westlicher und südlicher Ostsee. Das Sediment besteht aus verschiedenen Sanden, von denen Grob- und Mittelsande vorherrschen. Häufig sind zusätzlich Kiesanteile und Steine vorhanden. Die Wassertiefe reicht von 12 m bis 37 m mit einer mittleren Tiefe von 18 m.

Westlich des Gebietes Fehmarnbelt sind drei weitere Flächen des Lebensraumtyps Riffe beschrieben. Ihre Größe variiert zwischen 840 und 241 ha. Zusammen bilden sie eine Fläche von 1.330 ha. Zum derzeitigen Zeitpunkt liegen keine ökologischen Informationen über diese Gebiete vor.

5.2 Bestehende und schon angewandte Monitoringkonzepte

Bisherige Untersuchungen Nordsee

Seit 1979 ICES – International Bottom Trawl Surveys, Benthosuntersuchungen, Sedimentuntersuchungen (IBTSWG Report for 2006).

Dieses Projekt hat seinen Fokus in der Untersuchung von bodenlebenden Fischen im Nordatlantik und in der Nordsee. Zusätzlich zu den fischereilichen Untersuchungen werden auch benthologische Proben zur Analyse des Nahrungsspektrums genommen.

Seit 1986 ICES Benthos Working Group: Nordsee Benthos Survey (Craeymeersch, J.A.; Heip, C.H.R.; Buijs, J. (1997). Atlas of North Sea benthic infauna: based on the 1986 North Sea Benthos Survey. ICES Cooperative Research Report, 218. International Council for the Exploration of the Sea: Copenhagen, Denmark.; Künitzer, A.; Basford, D.; Craeymeersch, J.A.; Dewarumez, J.-M.; Dörjes, J.; Duineveld, G.C.A.; Eleftheriou, A.; Heip, C.; Herman, P.; Kingston, P.; Niermann, U.; Rachor, E.; Rumohr, H.; de Wilde, P.A.W.J. (1992). The benthic infauna of the North Sea: species distribution and assemblages. ICES J. Mar. Sci./J. Cons. int. Explor. Mer 49 (2): 127-143.)

Innerhalb dieses Projektes werden regelmäßig Daten über die Zusammensetzung des Makrozoobenthos in der Nordsee ermittelt.


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1999-2001 ICES Benthos Working Group: Nordsee Benthos Projekt (Rees, H., Cochrane, S., Craeymarsch, J., de Kluijver, M., Degraer, S., Desroy, N., Dewarumez, J.M., Duineveld, G., Essink, K., Hillewaert, H., Kilbride, R., Kröncke, I., Nehmer, P., Rachor, E., Reiss, H., Robertson, M., Rumohr, H., Vanden Berghe, E., and Hoey, V. (2002). The North Sea Benthos Projekt: planning, management and objectives. ICES CM/L:09.)

Innerhalb dieses Projektes werden regelmäßig Daten über die Zusammensetzung des Makrozoobenthos in der Ostsee ermittelt.

Seit 1980 BSH für BLMP: Makrozoobenthosuntersuchungen an Station West A

Im Rahmen des BLMP führt das BSH regelmäßige Untersuchungen des Makrozoobenthos an der Dauerstation West A durch (BSH: Zustandsberichte für Nord- und Ostsee 1994 – 2005).

BSH: Side-Scan-Sonar Aufnahmen zur Biotoptypenkartierung

F+E-Vorhaben FKZ 899 85 310 (Bundesamt für Naturschutz) 2004. Dr. Eike Rachor, Dipl.-Biol. Petra Nehmer (AWI): Erfassung und Bewertung ökologisch wertvoller Lebensräume in der Nordsee.

F+E-Vorhaben FKZ 802 85 240 (Bundesamt für Naturschutz) 2005/2006. Dr. Eike Rachor, Dipl.-Biol. Manuela Gusky (AWI): Benthologische Arbeiten zur ökologischen Bewertung von WEA-Eignungsgebieten in der Nordsee.

Ostsee Seit 1992 HELCOM: COMBINE Program (Manual for Marine Monitoring in the COMBINE Programme of HELCOM (2006)

In diesem Projekt werden regelmäßig Nährstoffmessungen in der Ostsee durchgeführt um Rückschlüsse auf anthropogene Aktivitäten schließen zu können. Zusätzlich werden auch benthologische Untersuchungen durchgeführt.

Seit 1997 Bund-Länder-Messprogramm für die Meeresumwelt von Nord- und Ostsee

Das BLMP beinhaltet auch die Komponente Makrozoobenthos. In Nord- und Ostsee finden regelmäßige Untersuchungen an einzelnen Dauerstationen statt.

Seit 2003 ICES: The Baltic Sea Regional Project (BSRP) (2007)

Ziele dieses Projektes sind die Einführung eines ökosystembasierten Managements der Ostsee, die Reduktion von Verschmutzung aus diffusen Quellen und die Verbesserung einer stabilen Agrikultur und Fischerei. In diesem Zusammenhang wird auch das Benthos zur Beurteilung der ökologischen Situation untersucht.

F+E-Vorhaben FKZ 802 85 210 (Gefördert durch das Bundesamt für Naturschutz mit Mitteln des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit) 2006. Dr. Michael Zettler, Dr. Matthias Röhner, Dr. Jens Frankowski, Dr. Ralf Bochert, Michael Glockzin, Ines Glockzin: Zusammenfassung der Untersuchungen zum Makrozoobenthos in potentiellen NATURA 2000-Gebieten.

Ziel dieser Studie war es, potenzielle Eignungsflächen für die Errichtung von Windenergieanlagen hinsichtlich der Beeinflussung des Makrozoobenthos zu überprüfen. Im ersten Untersuchungsjahr wurden in den Gebieten Kriegers Flak und Adlergrund die bestehenden Lebensgemeinschaften erfasst und die Biotoptypen durch


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Videountersuchungen und Sedimentanalysen dokumentiert.

Im 2. und 3. Untersuchungsjahr lagen die Schwerpunkte des Projektes auf der Charakterisierung von Lebensraumtypen in potenziellen NATURA 2000-Gebieten gemäß FFH-Richtlinie und deren Besiedlung durch Makrozoobenthos.

Nordsee und Ostsee

F+E-Vorhaben FKZ 802 85 270 (Gefördert durch das Bundesamt für Naturschutz mit Mitteln des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit) 2006. Klaus Schwarzer, Markus Diesing (Institut für Geowissenschaften Christian-Albrechts-Universität, Kiel): Erforschung der FFH-Lebensraumtypen Sandbänke und Riffe in der AWZ der deutschen Nord- und Ostsee.

Dieses Forschungsvorhaben hatte das Ziel, in den vom BfN vorgegebenen Untersuchungsgebieten innerhalb der deutschen AWZ von Nord- und Ostsee die marinen FFH-Lebensraumtypen Sandbänke und Riffe zu erfassen und zu kartieren.

FKZ 802 85 220 (Bundesamt für Naturschutz) 2003. Argument GmbH: Abgrenzung von Sandbänken als FFH-Vorschlagsgebiete.

Vorliegende Monitoringkonzepte

Internationale Programme und nationale Umsetzung

Die deutschen Meeresgewässer sind Teil internationaler Überwachungsprogramme zum Schutz der Meere. Das JAMP-Programm der OSPAR-Komission bildet den europäischen Rahmen für die nationale Umsetzung der Überwachungsmaßnahmen in der Nordsee. Für die Ostsee ist das COMBINE Programm von HELCOM international wirksam.

Diese nationalen Berichtspflichten führten zur Bildung des Arbeitskreises Bund/Länder-Messprogramm von Nord- und Ostsee (ARGE BLMP) unter dem Vorsitz des BMU. Aktuell wird das BLMP neu gestaltet. Dazu wurde die Expertengruppe „Meer“ unter dem aktuellen Vorsitz von Schleswig-Holstein gegründet.

Die nach den HELCOM- und OSPAR-Richtlinien vorgegebenen Untersuchungsparameter sind in folgende Gruppen unterteilt:

● physikalische, hydrographische und meteorologische Parameter

● chemische Parameter

● biologische Parameter (u. a. Makrozoobenthos)

Grundsätzlich erfolgt eine jährliche Erhebung der Daten und Zustandseinschätzung. Auf internationaler Ebene wird hieraus alle fünf Jahre eine Zusammenfassung der Zustandsbewertungen vorgenommen.

Ein Teil der Messungen wird durch das BSH erhoben. Verschiedene Untersuchungen werden durch beauftragte Institutionen durchgeführt, wie das Landesamt für Natur und Umwelt (LANU) in Schleswig-Holstein, das Landesamt für Umwelt, Naturschutz und Geologie Mecklenburg-Vorpommern (LUNG), das Institut für Ostseeforschung (IOW) und das Alfred-Wegner-Institut für Polar- und Meeresforschung (AWI).


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Die folgende Liste (Tab. 5) enthält eine Übersicht über die relevanten Monitoringaufgaben der Institutionen der Länder und des AWI für eine Beurteilung der Lebensraumtypen:

Tab. 5: Monitoringaufgaben der Institutionen der Länder und des AWI

Institution Monitoringaufgaben AWI • Wasser- u. Plankton-Monitoring in der

Nordsee

• Fauna/Flora-Monitoring in der Nordsee (FINO 1, BeoFINO)

IOW • Makrozoobenthos (Ostsee)

• Organische Schadstoffe im Sediment (Ostsee)

LANU LANU

• Makrophytobenthos (Ostsee)

• Makrozoobenthos (Nordsee)

• Makrozoobenthos (Ostsee)

• Organische Schadstoffe im Sediment (Nordsee)

• Organische Schadstoffe im Sediment (Ostsee)

LUNG • Makrophytobenthos (Ostsee)

• Makrozoobenthos (Ostsee)

Für die Beprobung des Parameters Makrozoobenthos gelten nach HELCOM und OSPAR folgende Vorgaben:

● die Probenahme hat mittels Greifer zu erfolgen

● Spülung durch ein Sieb mit 1 mm Maschenweite

● zu erheben sind Abundanz und Biomasse

● alternativ wird der Einsatz einer Dredge oder eines Videoschlittens empfohlen.

Im Zuge der Anpassung der deutschen Meeresüberwachung wurde auch ein zukünftiges Messkonzept des BLMP (BLMP+) für den Lebensraumtyp Sandbank in der Nord- und Ostsee entwickelt. Dieses setzt sich aus den folgenden Schritten zusammen:

1. Basiserhebung: Kartierung von Bänken und Sedimenten in Nord- und Ostsee, anschließend Verschneidung im GIS.

2. Dauerbeobachtung der Zielgrößen:

● Vorkommen, Verbreitungsgebiet (Range) und Flächengröße

● LRT-typisches Artenspektrum und ökologische Strukturvielfalt

Das Standarduntersuchungskonzept des BSH Im Zuge der Planung von Offshore-Windenergieanlagen wurde ein


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Standarduntersuchungskonzept entwickelt (BSH 2003), welches die Auswirkungen während der Bau- und Betriebsphase auf die Meeresumwelt erfassen soll. Es beinhaltet u. a. ein Monitoringkonzept für die Komponente Makrozoobenthos.

Das Standarduntersuchungskonzept zur Erfassung und Bewertung der Auswirkungen von Offshore-Windenergieanlagen auf die Meeresumwelt beinhaltet die thematischen und technischen Mindestanforderungen an die Untersuchungen und Überwachung für die Bau- und Betriebsphase. In diesem Zusammenhang sind für das Schutzgut Benthos folgende Untersuchungen bzw. Überwachung vorgesehen:

● Untersuchung der Sediment- und Habitatstruktur und ihrer Dynamik mit dem Seitensichtsonar und durch Sedimentbeprobungen

● Untersuchungen der Epifauna mit Video und Baumkurre bzw. Dredge

● Untersuchungen der Infauna durch Greiferbeprobung

● Untersuchungen des Aufwuchses an den Piles und Fundamenten

● Untersuchungen zum Makrophytobenthos, sofern vorhanden

Folgende Begleituntersuchungen sind durchzuführen:

● Messung von Salzgehalt, Temperatur und Sauerstoffgehalt in Bodennähe und an der Oberfläche

● Ermittlung der Sedimenteigenschaften, Korngrößenverteilung und organischer Kohlenstoff-gehalt stationsweise und über den gesamten Untersuchungszeitraum

Bewertungssystem zur Umsetzung der WRRL Neben den genannten Konzepten wurde im Rahmen der Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) das Ostsee-Makrozoobenthos-Klassifizierungssystem MARBIT (Marine Biotic Index Tool) für die Küstengewässer entwickelt (BMBF-Förderkennzeichen: 0330678; Meyer, Berg, Fürhaupter 2007), welches zum Zeitpunkt der Berichterstellung ebenfalls für die Nordsee getestet wird. Um vergleichbare Ergebnisse zwischen Küstengwässer und AWZ zu erhalten, bilden die Anforderungen des WRRL-Bewertungsmodells die Grundlage für die Strategie des küstenfernen Natura 2000-Monitorings und für die Beurteilung des Erhaltungszustandes.

Makrophyten Grundsätzlich stellen die Makrophyten bei der Umsetzung der WRRL eine wichtige Komponente für die Beurteilung der ökologischen Situation eines küstennahen Wasserkörpers dar. Für den Bereich der AWZ ergibt sich eine andere Situation. In der atlantischen biogeografischen Region finden sich keine nennenswerten Phytalbestände, weshalb diese Komponente hier nicht berücksichtigt werden kann.

In der Ostsee kommen Pflanzenbestände außerhalb der Küstengewässer im LRT Riffe vor. Die aktuelle Vegetationsgrenze für dichten Bewuchs liegt zwischen 10 und 18 m, abhängig von der Örtlichkeit (Voipio u. Leinonen 1984, Rheinheimer 1995). Die Riffvorkommen in der AWZ weisen im Mittel Wassertiefen auf, die unterhalb der angegeben Verbreitungsgrenzen liegen (Standarddatenbögen für die FFH-Gebiete DE 1332301, DE 1339301, DE 1249301, DE 1251301). Die aktuellen Untersuchungen von Zettler et al. (2006) haben gezeigt, dass die Vegetation in den verschiedenen FFH-Gebieten der AWZ durchgehend spärlich und auf


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wenige Arten reduziert ist.

Diese Ergebnisse zeigen, dass die Gruppe der Makrophyten in der AWZ nur als zusätzliches Bewertungskriterium herangezogen werden kann. Die wenigen vorhandenen charakteristischen Arten sollten jedoch erfasst werden.

Überblick über das Bewertungsmodell MARBIT Das Modell charakterisiert anhand von vier unterschiedlichen ökologischen Kriterien den ökologischen Zustand des Makrozoobenthos. Die Definition dieses Zustands erfolgt gemäß den Vorgaben der WRRL und entsprechend dessen Bewertung und Klassifizierung. Die vier verwendeten Kriterien sind:

● Artenvielfalt

● Abundanz

● störungsempfindliche bzw. charakteristische Taxa

● tolerante Taxa

Um das Ziel der ökologischen Bewertung zu erreichen, müssen die Ergebnisse der einzelnen Kriterien eine Aussage bezüglich des Endpunktes (Referenzzustands) erlauben. So muss z. B. das Kriterium für die Artenvielfalt eine Aussage über den ökologischen Zustand in Bezug auf dessen Artenvielfalt ermöglichen. Jedes der vier Kriterien beleuchtet den Endpunkt aus einer anderen Perspektive und soll damit die Aussagekraft der Gesamteinschätzung erhöhen. Jedes der WRRL-Kriterien wird mit einem Index bewertet, der unabhängig von den anderen drei Kriterien arbeitet und damit zu minimaler Redundanz bzw. Überschneidung in der Bewertung führt. Die Abundanz wird anhand der Übereinstimmung mit einer log-normalen Abundanzverteilung bewertet. Diese gilt als Referenzzustand. Die Artenvielfalt wird über die taxonomische Spreizung (TSI, taxonomic spread index) bewertet. Dafür gibt es eine Referenzartenliste, deren TSI-Wert den „sehr guten Zustand“ beschreibt. Störungsempfindliche und tolerante Arten und werden über die Autökologie identifiziert. Ein definierter Anteil dieser Arten an der Referenzartenliste, der von den normativen Bestimmungen in der WRRL abgeleitet ist, gilt als Referenzzustand. Jeder einzelne Index liefert einen Wert, der auf das Intervall zwischen 0 und 1 normiert wird. Der daraus abgeleitete WRRL-Index (vorläufig als MarBIT „Marine Biotic Index Tool" bezeichnet) ergibt sich dann als der Median der Einzelwerte. Neben den Indizes sind die Referenzartenlisten ein integraler Bestandteil des Bewertungssystems. Sie spiegeln die Autökologie der Ostseearten für den entsprechenden Lebensraumtyp der FFH-Typologie wieder.

Das gesamte Untersuchungsgebiet für die Nord- und Ostsee ist jeweils in ökologisch sinnvolle Bewertungseinheiten aufgeteilt. Die Flächen eines Lebensraumtyps bzw. einer Bewertungseinheit besitzen jeweils die gleiche Referenzliste.

Für den Bereich der Ostsee wird eine minimale Zahl von 10 Parallelen pro Bewertungseinheit vorgeschlagen, damit das Artenspektrum repräsentativ erfasst werden kann. Diese Zahl wurde auch durch aktuelle Berechnungen des Autors an einem, durch das Bundesamt für Naturschutz zur Verfügung gestellten, Beispieldatensatz für Makrozoobenthos des FFH-Gebiets Adlergrund bestätigt. Verwendet wurden die Daten der Stationen AG 01-10 für Sommer und Winter des Jahres 1997. Dieses Ergebnis bildet die vorläufige Grundlage für die Probennamestrategie in Nord- und Ostsee.

Bemerkung:

Im Kontext der WRRL beschreibt der Referenzzustand einen historischen Zustand. Auf Grund einer anderen Zielsetzung wird dieser in der FFH-Richtlinie nicht beschrieben. Für das


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Natura 2000-Monitoring beschreibt dagegen der Referenzzustand einen gegenwärtigen Zustand, der durch aktuelle Untersuchungen ermittelt wurde. Aus diesen Untersuchungen resultiert auch die Liste der charakteristischen Arten für die Lebensraumtypen. Das zukünftige Monitoring hat zur Aufgabe, zu erfassen, inwieweit sich der gegenwärtige Zustand verändert und entwickelt.

5.3 Gegenstand und Anforderungen des Monitorings

Die Aufgaben des Monitorings beinhalten neben der Dokumentation des aktuellen Erhaltungszustands auch die Erfassung von Trends der Zielgrößen.

Für die systematische Beprobung soll ein Messnetz von Stationen auf der Grundlage der Verbreitungskarten eingerichtet werden, durch welches die Beprobung aller Riffvorkommen in einer biogeographischen Region gewährleistet ist.

Für alle Vorkommen des LRT Riffe müssen innerhalb eines Berichtszeitraumes von sechs Jahren die aufgelisteten Zielgrößen mindestens einmal beprobt werden, dabei ist auf eine gleichmäßige und ökologisch sinnvolle Verteilung der Beprobungen innerhalb dieser sechs Jahre zu achten.

Die Untersuchungsmethoden für diesen Lebensraumtyp beinhalten die Erfassung und Auswertung von Tiefendaten sowie den Einsatz geeigneter Methoden zur flächigen Erfassung, z.B. Auswertung vorhandener Daten, Profile mit Echolot, Seitensichtsonar und Schlepp-Video, Einsatz von Fächerlot, Dredge und Backengreifer sowie Einsatz von Tauchern und Sonden zur Erfassung der Standardparameter.

Für die Sandbänke wurde eine Strategie der Probenahme erarbeitet, die eine einmalige Beprobung pro Jahr im zeitigen Winter/Frühjahr (nach der Eisschmelze) bzw. Sommer/Frühherbst vorsieht.

Lebensraumtyp Sandbänke - Nordsee Der Lebensraumtyp Sandbänke ist in der gesamten atlantischen biogeographischen Region vertreten. In der deutschen AWZ der Nordsee sind vier Vorkommen ausgewiesen. Das Monitoring umfasst neben der Erfassung der Fläche auch die Beurteilung der vorhandenen spezifischen Habitatstrukturen sowie der charakteristischen Arten.

In der deutschen AWZ sind sowohl küstennahe als auch küstenferne Vorkommen des Lebensraumtyps Sandbänke vorhanden. Auf Grund dieser großräumigen geographischen Verbreitung variieren die Hydrologie und die Sedimentverhältnisse an den verschiedenen Vorkommen dieser Lebensraumtypen, was unterschiedliche charakteristische Lebensgemeinschaften des Meeresbodens bedingt. Es ist daher nicht möglich, eine einheitliche Liste mit charakteristischen Arten für die Beurteilung der Verhältnisse zu Grunde zu legen. Vielmehr muss die Definition des charakteristischen Arteninventars an die örtlichen Verhältnisse angepasst werden.

Identifizierung der charakteristischen Arten Die nachfolgenden Listen enthalten für jedes Gebiet Vorschläge für charakteristische Arten des Lebensraumtyps Sandbänke. Für die Ostsee basieren diese auf den im Jahr 2002-2006 durchgeführten Untersuchungen der AWZ und Umgebung (Zettler et al. 2006). Entsprechende Untersuchungen für die Nordsee wurden von Rachor & Nehmer (2004) durchgeführt. Als Kriterium für eine charakteristische Art wurde vorausgesetzt, dass sie:

• eine Frequenz > 50 % an den Stationen eines Teilgebiets aufweist


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• bevorzugt auf dem Habitattyp Sandboden vorkommt • langlebig ist

Bereich Doggerbank Das Endobenthos des Gebietes Doggerbank wird hauptsächlich durch die Bathyporeia-Tellina-Gemeinschaft charakterisiert, die hier in den feinsandigen Gebieten vorkommt. Sie wird vor allem durch den Amphipoden Bathyporeia elegans und die Polychaeta Spiophanes bombyx und Spio decorata gekennzeichnet. Amphiura brachiata ist Charakterart.

Bereich Sylter Außenriff und Borkum Riffgrund

In den feinsandigen Abschnitten des Gebiets Borkum-Riffgrund wird die Benthos-gemeinschaft hauptsächlich durch die Tellina-fabula-Gemeinschaft charakterisiert. Zu den charakteristischen Arten gehören die Muschel Tellina fabula, der Polychaet Magelona johnstoni und der Amphipode Urothoe poseidonis.

Die mittel- bis grobsandigen Bänke in den beiden Gebieten werden maßgeblich durch die Mitglieder der Goniadella-Spisula-Gemeinschaft charakterisiert. Zu den typischen Arten gehören die Polychaeten Goniadella bobretzkii und Nephtys longosetosa, die Bivalvia Spisula solida, Goodialla triangularis und Angulus tenuis.

Lebensraumtyp Sandbänke - Ostsee In der deutschen AWZ der Ostsee sind insgesamt drei Flächen unterschiedlicher Größe als Lebensraumtyp Sandbänke abgegrenzt. Das Monitoring beinhaltet neben der Erfassung der Fläche auch die Beurteilung der vorhandenen habitatspezifischen Strukturen und Funktionen einschließlich der charakteristischen Arten.

Eine Charakterisierung der typischen Arten für den Lebensraum Sandbänke ist nicht eindeutig möglich, da sich die Artenzusammensetzung nicht generell von flachen sandigen Bereichen unterscheidet. Da die Kriterien Abundanztreue und Präsenztreue (Salzwedel et al. 1985) in dieser Situation nicht anwendbar sind, wurde für die Identifikation der typischen Arten die Häufigkeit (Präsenz) auf den sandigen Stationen des entsprechenden Seegebiets herangezogen.

Um den veränderlichen Umweltverhältnissen in der deutschen AWZ der Ostsee Rechnung zu tragen und gleichzeitig einen praktikablen Untersuchungsrahmen zu erhalten, wird vorgeschlagen, die AWZ der kontinentalen biogeographischen Region in zwei Gebiete zu unterteilen, für die jeweils eine individuelle Liste der charakteristischen Arten erstellt wird.

Westlicher Bereich

In diesem Gebiet ist der Lebensraumtyp Sandbänke mit einer Fläche von 450 ha im FFH-Gebiet „Fehmarnbelt“ (DE 1332-301) ausgewiesen. Dieses Gebiet zeichnet sich durch aufragende mineralische und biogene Hartsubstrate sowie sandige Erhebungen aus. Sowohl der Lebensraumtyp Sandbänke, als auch Riffe sind hier vorhanden. Das Sediment besteht hauptsächlich aus Mittel- bis Grobsand mit Kies und Steinen. Durch die besonderen hydrodynamischen Verhältnisse haben sich große Sandrippel (Megarippel) gebildet.

In diesem Bereich der Ostsee findet sich eine charakteristische Lebensgemeinschaft, die ca. 250 Arten umfasst. Viele dieser Arten haben hier ihr einziges Vorkommen in der Ostsee.

Die charakteristischen Strukturen des Lebensraumtyps Sandbänke bestehen in diesem Gebiet aus sandigen Kuppen und Megarippelfeldern.

Die sandigen Flächen zeigen keine Besiedlung durch charakteristische Makrophyten.


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Östlicher Bereich Für den Lebensraumtyp Sandbänke sind in diesem Gebiet zwei Flächen beschrieben, von denen sich jeweils eine im FFH-Gebiet „Adlergrund“ (DE 1251-301) und im FFH-Gebiet „Pommersche Bucht mit Oderbank“ (DE 1652-301) befindet.

Im FFH-Gebiet „Adlergrund“ sind die Lebensraumtypen Riffe und Sandbänke vorhanden. Die Hartsubstratflächen bestehen sowohl aus mineralischen als auch aus biogenen Strukturen. Die Sandbänke bestehen in diesem Bereich aus Grobsand. Die Lebensgemeinschaft des Makrozoobenthos umfasst hier ca. 90 Arten.

Im FFH-Gebiet „Pommersche Bucht mit Oderbank“ (DE 1652-301) ist neben ausgedehnten sandigen Bereichen auch der Lebensraumtyp Sandbänke vorhanden. Es handelt sich hier um das größte Vorkommen in der Ostsee. Das Sediment besteht großenteils aus Feinsand mit deutlicher Rippelstruktur auf der Oberfläche. Das Makrozoobenthos umfasst auf Grund des verringerten Salzgehalts von 7-9 PSU ca. 50 Arten. Makrophyten gehören nicht zu den typischen Komponenten der Sandbank. Hauptsächlich finden sich Driftalgen.

Die charakteristischen Strukturen des Lebensraumtyps Sandbänke bestehen aus:

• Sandigen Erhebungen und Kuppen

Die vorhandenen Sandbänke zeigen keine Besiedlung durch charakteristische Makrophyten.

Lebensraumtyp Riffe – Nordsee Der Lebensraumtyp Riffe ist in der gesamten atlantischen biogeographischen Region vertreten. In der deutschen AWZ der Nordsee sind zwei Schutzgebiete ausgewiesen, in denen Flächen mit Riffstrukturen vorkommen. Das Monitoring beinhaltet neben der Erfassung der Fläche auch die Beurteilung der vorhandenen spezifischen Habitatstrukturen sowie der charakteristischen Arten.

In der deutschen AWZ sind sowohl küstennahe als auch küstenferne Vorkommen des Lebensraumtyps Riffe vorhanden. Auf Grund dieser großräumigen geographischen Verbreitung variieren die Hydrologie und die Sedimentverhältnisse an den verschiedenen Vorkommen dieses Lebensraumtyps, wodurch örtlich Unterschiede in den charakteristischen Lebensgemeinschaften des Meeresbodens vorkommen. Es ist daher nicht möglich, eine einheitliche Liste mit charakteristischen Arten für die Beurteilung der Verhältnisse im Lebensraumtyp Riffe zu Grunde zu legen. Vielmehr muss die Definition des charakteristischen Arteninventars an die örtlichen Verhältnisse angepasst werden.

Identifizierung der charakteristischen Arten Die nachfolgenden Listen enthalten die charakteristischen Arten des Lebensraumtyps Riffe für sowohl für die atlantische als auch für die kontinentale biogeografische Region. Sie basieren für die Ostsee auf den im Jahr 2002-2006 durchgeführten Untersuchungen der AWZ und Umgebung (Zettler et al. 2006). In der Nordsee wurden entsprechende Untersuchungen von Wieking & Krönke (2003) und Rachor & Nehmer (2004) durchgeführt. Als Kriterium für eine charakteristische Art wurde vorausgesetzt, dass sie:

• eine Frequenz > 50 % an den Stationen eines Teilgebiets aufweist • bevorzugt auf dem Habitattyp Hartboden vorkommt • langlebig ist


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Die Riffstrukturen in der AWZ der Nordsee befinden sich im Wesentlichen nördlich und zu einem kleineren Teil auch südlich des Elbe-Urstromtals in den FFH-Gebieten Sylter Außenriff und Borkum Riffgrund.

In diesen Gebieten finden sich die Lebensraumtypen Sandbänke und Riffe in direkter Nachbarschaft. Der größte Teil der Fläche wird durch feinsandigen Grund gebildet. Zusätzlich gibt es vereinzelt lokale Vorkommen von Riffen mit Grobsand und Kies.

Die grobsandigen und kiesigen Bereiche werden im Wesentlichen durch die Goniadella-Spisula-Gemeinschaft besiedelt. Diese Gemeinschaft ist in der deutschen Bucht selten und kommt nur in wenigen Arealen nördlich und südlich des Elbe-Urstromtals vor. Rachor & Nehmer (2004) unterscheiden für die AWZ zwei Variationen der Gemeinschaft, die bei unterschiedlicher Sedimentzusammensetzung auftreten.

Die spezifischen Strukturen des Lebensraumtyps Riffe werden durch Geröllfelder und große Steine gebildet. In diesem Lebensraumtyp finden sich zusätzlich grobsandige und kiesige Flächen.

Charakteristische Pflanzengemeinschaften sind für den Lebensraumtyp Riffe in diesem Gebiet nicht nachgewiesen.

Lebensraumtyp Riffe - Ostsee Der Lebensraumtyp Riffe beinhaltet sowohl geogene als auch biogene Riffstrukturen. Eine getrennte Auflösung und Beurteilung der beiden Rifftypen wird nicht vorgenommen. In der Ostsee werden biogene Riffe hauptsächlich durch flächendeckende Besiedlung der Miesmuschel Mytilus edulis gebildet. Die Schalen bieten Besiedlungsfläche für sessile Tiere und Pflanzen. Die Muschelbank bilden ein komplexes Habitat mit einer vielfältigen Begleitfauna.

Riffe sind in der gesamten kontinentalen biogeographischen Region vertreten. In der deutschen AWZ der Ostsee sind zum gegenwärtigen Zeitpunkt insgesamt 15 Flächen unterschiedlicher Größe abgegrenzt.

Das Monitoring beinhaltet neben der Erfassung der Fläche auch die Beurteilung der vorhandenen habitatspezifischen Strukturen und Funktionen einschließlich der charakteristischen Arten.

Die Vorkommen des Lebensraumtyps Riffe sind in der AWZ über einen weiten Bereich verteilt, der sich im Westen bis in die Flensburger Außenförde und im Osten bis zum Adlergrund erstreckt. Die lokalen hydrologischen Verhältnisse variieren in den verschiedenen Bereichen der Ostsee deutlich. Folglich sind die Lebensbedingungen für die Organismengemeinschaften unterschiedlich, was zu einer lokalen Anpassung der typischen Artengemeinschaft an die vorherrschenden Umweltbedingungen führt. Es ist daher nicht möglich, eine einheitliche Liste mit charakteristischen Arten für die Beurteilung der Verhältnisse des Lebensraumtyps Riffe für die gesamte kontinentale biogeographische Region zu Grunde zu legen. Vielmehr muss die Definition des charakteristischen Arteninventars an die jeweiligen örtlichen Verhältnisse angepasst werden.

Da der Gesamtbestand des Lebensraumtyps Riffe in der Ostsee zu weniger als 80 % in FFH-Gebieten liegt, umfasst das Monitoring alle Vorkommen, sowohl die innerhalb als auch die außerhalb der gemeldeten Schutzgebiete.

Identifizierung der charakteristischen Arten

Westlicher Bereich Dieses Gebiet liegt im Bereich der Beltsee und des Übergangs zur Arkonasee. Das


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einströmende Wasser ist salzreich und hat einen hohen Sauerstoffgehalt. Das Sediment in den Riffgebieten besteht hauptsächlich aus Mittel- bis Grobsand mit Kies und Steinen sowie Geröllfeldern. Insgesamt sind zehn Riffvorkommen ausgewiesen. Davon befinden sich zwei am Ausgang der Eckernförder Bucht sowie ein weiteres am Ausgang der Kieler Bucht. Zwei weitere Flächen sind Bestandteil des FFH-Gebiets „Fehmarnbelt“ (DE 1332-301). Die übrigen fünf Riffflächen befinden sich im FFH-Gebiet „Kadetrinne“ (DE 1339-301). Dieser Bereich der Ostsee zeichnet sich durch eine vergleichsweise hohe Diversität der Arten aus. In den Hartbodenbereichen findet sich eine charakteristische Lebensgemeinschaft, die im Bereich des Fehmarnbelt ein Spektrum von bis zu 250 Arten umfassen kann (Zettler et al. 2006). Der Sauerstoffgehalt des Wassers unterliegt in den östlichen Teilen des Gebietes teilweise starken Schwankungen, da unter bestimmten Bedingungen sauerstoffarmes Wasser aus der Arkonasee oder aus der Kieler Bucht in die flacheren Bereiche gelangt, was zum Absterben von Teilen der benthischen Lebensgemeinschaft führen kann.

Das europäische Berichtsformat erfordert eine Erfassung und Beurteilung der spezifischen Strukturen des Lebensraumtyps Riffe. Für das westliche Gebiet sind folgende Strukturen für die Riffflächen charakteristisch: Steine sowie Geröll- und Kiesfelder

Zusätzlich sind auch die spezifischen Funktionen zu bewerten. Dies beinhaltet insbesondere die charakteristischen Arten dieses Lebensraumtyps.

Östlicher Bereich Dieser Bereich der AWZ gehört zur Mecklenburger Bucht und zur Arkonasee und markiert die östliche Begrenzung der zentralen Ostsee. Der Lebensraumtyp Riffe ist hier von vier Flächen unterschiedlicher Größe beschrieben. Das größte zusammenhängende Vorkommen befindet sich auf halber Strecke zwischen den beiden Inseln Rügen und Bornholm und liegt teilweise auf dem westlichen Ausläufer der Rönnebank. Es ist gleichzeitig auch das größte zusammenhängende Riffareal der gesamten deutschen AWZ. Die Gesamtfläche beträgt 26.470 ha. Teile des Vorkommens liegen in den benachbarten FFH-Gebieten „Westliche Rönnebank“ (DE 1249-301) und „Adlergrund“ (DE 1251-301). Für das Gebiet „Westliche Rönnebank“ beträgt der prozentuale Flächenanteil 75 %, was 7.390 ha entspricht. Im Gebiet „Adlergrund“ dehnt sich der Lebensraumtyp Riffe über 47 % der Fläche aus (10.998 ha). Das Sediment besteht hier ebenfalls aus verschiedenen Sanden sowie Steinfeldern, Mergelbänken und Mytilusbänken.

Die Riffvorkommen in diesem Gebiet haben eine übereinstimmende charakteristische Artengemeinschaft. Aufgrund der verminderten Salinität umfasst diese ein reduziertes Spektrum von ca. 90 Arten.

Die charakteristischen Riffstrukturen in diesem Gebiet sind:

• Steinfelder • Mergelbänke • Mytilusbänke

Zusätzlich zu den geologischen Strukturen finden sich in diesem Abschnitt der AWZ auch großflächige biogene Riffe, die durch Ansammlungen der Miesmuschel Mytilus edulis gebildet werden.

Bemerkung:

Über die beiden Riffvorkommen östlich von Kriegers Flak liegen zurzeit keine gesicherten ökologischen Informationen vor. Da ihre ökologische Wertigkeit bislang nicht beurteilt werden


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kann, werden diese beiden Flächen vorerst nicht zur Beurteilung des Erhaltungszustands herangezogen.

Die folgenden Tabellen enthalten Vorschläge für charakteristische Zoobenthos- und Makrophytobenthosarten des Lebensraumtyps Riffe und Sandbänke in der AWZ von Nord- und Ostsee:

Tab. 6: Charakteristische Arten des LRT Sandbänke (1110) in der Nordsee

Bereich Doggerbank Bereich Sylter Außenriff und Borkum Riffgrund

Bank-Gemeinschaft Tellina-fabula-

Gemeinschaftt der feinsandigen Abschnitte

Goniadella-Spisula-Gemeinschaft der grobsandigen Abschnitte

Cerianthus lloydii Perioculodes longimanus Magelona johnstoni Goniadella bobretzkii

Polinices pulchellus Tellina fabula Goodialla triangularis

Lanice conchilega Phorones mülleri Spiophanes bombyx Nephtys caeca

Magelona johnsteinii Owenia fusiformis Urothoe poseidonis Nephtys longosetosa

Magelona filiformis Euspira catena Bathyporeia guilliamsoniana Spisula solida

Spiophanes bombyx Fabulina fabula Goniada maculata Angulus tenuis

Spio cf. decorata Mysella bidentata Corystes cassivelaunus Thracia aff. Villosiuscula

Spio decorata Nucula nitidosa Liocarcinus holsatus Orbinia sertulata

Amphiura brachiata Pholoe balthica Astropecten irregularis Polinices pulchellus

Amphiura filiformis Tellina fabula Ophiura albida Spisula elliptica

Bathyporeia elegans Echinocyamus pusillus Ophiura ophiura Crangon allmani

Bathyporeia guilli Astropecten irregularis Crangon crangon

Bathyporeia tenuis Ophiura albida Liocarcinus holsatus

Bathyporeia nana Ophiura ophiura Astropecten irregularis

Corystes cassivelaunus Ophiura albida

Liocarcinus holsatus Ophiura ophiura


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Tab. 7: Charakteristische Arten des LRT Sandbänke (1110) in der Ostsee

Westlicher Bereich

Östlicher Bereich

Edwardsia danica Hydrobia ulvae

Abra alba Cerastoderma glaucum

Astarte borealis Macoma balthica

Musculus discors Mya arenaria

Mya arenaria Mytilus edulis

Mysella bidentata Hediste diversicolor

Onoba semicostata Marenzelleria neglecta

Parvicardium ovale Scoloplos armiger

Eumida sanguinea Pygospio elegans

Harmothoe imbricata Bathyporeia pilosa

Harmothoe impar Diastylis rathkei

Nephtys caeca Crangon crangon

Nereimya punctata

Scoloplos armiger

Diastylis rathkei

Phoxocephalus holbolli


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Tab. 8: Charakteristische Arten des LRT Riffe (1170) in der Nordsee. Die Liste der charakteristischen Arten auf anstehendem Hartsubstrat sollte während des ersten Berichtszeitraumes bei Bedarf ergänzt werden.

Bereich Sylter Außenriff und Borkum Riffgrund

Charakteristischen Arten auf anstehendem Hartsubstrat.

Goniadella-Spisula-Gemeinschaft auf Grobsand und Kies

Goniadella-Spisula-Gemeinschaft auf grobsandigem Mittelsand

Leucosolenia botryoides Anoides paucibranchiata Goniadella bobretzkii

Metridium senile Branchiostoma lanceolatum Goniadella triangularis Alcyonium digitatum Protodorvillea kefersteini Nephtys caeca

Alcyonium glomerat Echinocyamus pusillus Spisula solida

Pomatocerus triquiter Goniadella bobretzkii Angulus tenuis Sertularia cupressina Polygordius appendiculatus Nephtys longosetosa Flustra foliacea Glycera lapidum Thracia aff. Villosiuscula Balanus balanus Pisione remota Orbinia sertulata Balanus crenatus

Balanus improvisus

Pholas dactylus

Caprella linearis

Galathea strigosa

Galathea squamosa

Cancer pagurus

Echinus esculentus

Ciona intestinalis

Ascidiella scabra


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Tab. 9: Charakteristische Arten des LRT Riffe (1170) in der Ostsee

Westlicher Bereich

Östlicher Bereich

Halichondria panicaea

Halisarca dujardini Mytilus edulis Leucosolenia botryoides Balanus improvisus Leucosolenia complicata Clava multicornis

Metridium senile Saduria entomon

Sertularia cupressina Gammarus spp.

Musculus discors Electra crustulenta

Buccinum undatum

Lamellidoris muricata Makroalgen

Neptunea antiqua

Flabelligera affinis Fucus vesiculosus

Streptosyllis websteri Coccothyllus truncatus

Carcinus maenas Polysiphonia fucoides

Callipallene brevirostris Furcellaria lumbricalis

Ciona intestinalis Ceramium rubrum

Dendrodoa grossularia Ahnfeltia plicata

Makroalgen

Saccarina latissima

Delesseria sanguinea

Phycodrys rubens

Coccothyllus truncatus

Rhodomela confervoides

(Furcellaria lumbricalis)

Monitoringanforderungen Der Erhaltungszustand eines Lebensraumtyps ist gemäß den Anforderungen des Natura 2000-Monitorings prinzipiell sowohl innerhalb als auch außerhalb von FFH-Gebieten zu erfassen, um Unterschiede in der Entwicklung belastbar darstellen zu können. Nach Übernahme des LANA-Beschlusses der 94. Sitzung kann auf eine Beprobung außerhalb des Natura 2000-Netzwerkes verzichtet werden, wenn mindestens 80 % der Fläche eines Lebensraumtyps innerhalb einer biogegraphischen Region in FFH-Gebieten liegen.

Für die Lebensraumtypen ergibt sich folgende Situation:


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Tab. 10: Übersicht der ausgewiesenen LRT Flächen in der AWZ

LRT Sandbänke LRT Riffe

Biogeogr. Region Nordsee Ostsee Nordsee Ostsee

Anzahl Flächen AWZ 4 3 47 14

Gesamtfläche (ha) 400.000 95.180 25.144 172.000

Flächen AZW (ha) 348.995 58.853 18.144 24.000

Fläche Küstengew. (ha) 50.000 36.330 7.000 148.000

Nur innerhalb FFH beproben ja ja ja nein

Für den LRT Sandbänke kann generell eine Reduzierung der Gebietskulisse auf die FFH-Gebiete vorgenommen werden. Gleiches gilt auch für den LRT Riffe in der Nordsee. Die Verteilung der Riffflächen in der Ostsee bedingt eine Ausweitung des Monitorings auch auf die Flächen außerhalb der Schutzgebiete.

Der Umfang der Erfassung und des Aufwandes orientieren sich an der Einhaltung der geforderten Kriterien für das Natura 2000-Monitoring und die daran gekoppelten Berichtspflichten.

Generell wird folgende Beprobungsstrategie für die Bewertung des Erhaltungszustandes der Lebensraumtypen vorgeschlagen:

• Einmalige Erfassung der Ausdehnung (Area und Range) der LRT innerhalb der beiden Berichtsperioden (12 Jahre)

• Einmalige Beprobung der charakteristischen Besiedlung aller Vorkommen in der AWZ alle 6 Jahre

• Jährliche Beprobung der charakteristischen Besiedlung einer Auswahl an Vorkommen

Die einmalige Beprobung der charakteristischen Besiedlung aller Vorkommen in der AWZ beinhaltet alle Vorkommen innerhalb von FFH-Gebieten. Diese reduzierte Gebietskulisse beinhaltet den Lebensraumtyp Sandbänke in beiden biogeografischen Regionen sowie den Lebensraumtyp Riffe in der Nordsee. Für die Riffe in der Ostsee ergibt sich eine erweiterte Gebietskulisse, die sowohl die Vorkommen innerhalb als auch außerhalb von FFH-Gebieten umfasst. Nachfolgend werden für jeden LRT der biogeografischen Regionen entsprechende Angaben zum Umfang der Beprobung gemacht.

Zusätzlich zu der vollständigen Beprobung in einem Berichtszeitraum wird die jährliche Untersuchung einer repräsentativen Auswahl an Flächen empfohlen. Der Grund für diese zusätzliche Beprobung ist in der natürlichen Variabilität der Besiedlungsdichte – und struktur des Makrozoobenthos begründet. Um Informationen über natürliche Schwankungen der Lebensgemeinschaften zu erhalten, wird eine kontinuierliche Beprobung mit reduziertem


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Aufwand vorgeschlagen. Konkret bietet die zusätzliche jährliche Beprobung folgende Vorteile:

• Verlässliche Interpretation der Ergebnisse der Gesamtbeprobung bei generellen Trends und natürlicher Entwicklung

• Möglichkeit der Eichung und besseren Interpretation der einmal alle sechs Jahre durchgeführten Beprobungen, die aufgrund des hohen zeitlichen Aufwandes für die Beprobung der Untersuchungsflächen in den verschiedenen Regionen nicht gleichzeitig beprobt werden können.

• Möglichkeit der Erfassung von großskaligen Umweltentwicklungen

Der Umfang der jährlichen Untersuchungen wurde so gewählt, dass eine repräsentative Aussage über den Erhaltungszustand der Lebensraumtypen getroffen werden kann. Gemäß den Vorgaben des MARBIT beinhaltet dies einen Stichprobenumfang von zehn Replikaten. Die Auswahl der jährlich zu beprobenden Vorkommen erfolgte zufällig mit einem Zahlengenerator. Hierzu wurden alle bekannten Vorkommen nummeriert und zufällig eine entsprechende Anzahl an Probenflächen ausgewählt. Die Auswahl erfolgt einmal vor Beginn der ersten Beprobung. Die ermittelten Vorkommen werden dann zukünftig kontinuierlich beprobt, so dass sie als verbundene Stichproben behandelt werden können. Eine detaillierte Auflistung erfolgt im nachfolgenden Abschnitt.

Eine detaillierte Liste mit Positionsvorschlägen und Übersichtskarten für die Entnahme der Replikate findet sich in Kapitel 5.6 Probenplan. Die Positionen der Replikate wurden so gesetzt, dass eine optimale Flächenverteilung gegeben ist.

Atlantische biogeografische Region (Nordsee)

LRT Sandbänke

In der AWZ der Nordsee sind drei Sandbänke innerhalb von FFH-Gebieten ausgewiesen. Dies betrifft das Gebiet Doggerbank (DE 1003-301), Sylter Außenriff (DE 1209-301) und Borkum-Riffgrund (DE 2104-301). Der Bereich Sandbank 24 liegt außerhalb des Natura 2000-Netzes und wird deshalb nicht berücksichtigt.


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Abb. 3: Nummerierte Vorkommen des LRT Sandbänke für das Natura 2000-Monitoring in der Nordsee

• Einmalige Beprobung innerhalb eines Berichtszeitraumes

o Küstenferner Bereich: Fläche 1, 15 Replikate

o Küstennaher Bereich: Flächen 2 und 3, je 10 Replikate

• Jährliche Beprobung der zufällig ausgewählten Fläche 2

Aufgrund der vergleichsweise großen räumlichen Ausdehnung der Fläche 1 wird eine Erhöhung der Zahl der Replikate auf 15 empfohlen.

LRT Riffe In der AWZ der Nordsee sind insgesamt 47 Riffe ausgewiesen. Diese befinden sich hauptsächlich im FFH-Gebiet Sylter Außenriff (DE 1209-301) und Borkum-Riffgrund (DE 2104-301). Nahe beieinander liegende Flächen wurden als ein Vorkommen zusammengefasst. Dies betrifft die Vorkommen 10, 12 und 24, so dass sich insgesamt die Anzahl auf 24 Vorkommen reduziert. Die Verteilung erlaubt eine Beschränkung der Gebietskulisse auf die Vorkommen innerhalb der FFH-Gebiete. Um jedoch auch einen Anhaltspunkt über die Verhältnisse außerhalb der Natura 2000-Gebiete zu erhalten, wird die zusätzliche Beprobung der zwei Vorkommen 25 (Nahe Sandbank 24) und 26 (Störtebekergrund) einmal pro Berichtszeitraum empfohlen.


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Abb. 4: Nummerierte Vorkommen des LRT Riffe für das Natura 2000-Monitoring in der Nordsee


o Flächen 1-26, je 2 Replikate

• Jährliche Beprobung der zufällig ausgewählten Flächen 5, 12, 17, 20 und 23


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LRT Sandbänke

In der AWZ der Ostsee ist der Lebensraumtyp Sandbänke mit drei Vorkommen ausgewiesen, die in den FFH-Gebieten Fehmarnbelt (DE 1332-301), Adlergrund (DE 1251-301) und Pommersche Bucht mit Oderbank (DE 1652-301) liegen.

Abb. 5: Nummerierte Vorkommen des LRT Sandbänke für das Natura 2000 Monitoring in der Ostsee


o Westlicher Bereich: Fläche 1 10 Replikate

o Östlicher Bereich: Fläche 2 10 Replikate

Fläche 3 15 Replikate

• Jährliche Beprobung der zufällig ausgewählten Fläche 2

Bemerkung:

Aufgrund der vergleichsweise großen räumlichen Ausdehnung der Fläche 3 wird eine Erhöhung der Zahl der Replikate auf 15 empfohlen.


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LRT Riffe

Der LRT Riffe ist in der AWZ der Ostsee mit 14 Vorkommen ausgewiesen. Diese befinden sich sowohl innerhalb als auch außerhalb von FFH-Gebieten. Das östlichste Vorkommen im Seegebiet Rönnebank erstreckt sich über die zwei FFH-Gebiete Westliche Rönnebank (DE 1249-301) und Adlergrund (DE 1251-301). Ein Teil der Fläche liegt außerhalb der Schutzgebiete. Um eine schutzgebietsbezogene Aussage über den Erhaltungszustand treffen zu können, wurde die Fläche in zwei Vorkommen (14 und 15) unterteilt, die individuell beprobt werden. Da die beiden Vorkommen mehr als zwei Drittel der Fläche abdecken, kann auf eine zusätzliche Beprobung des Bereiches außerhalb der Schutzgebiete verzichtet werden.

Abb. 6: Nummerierte Vorkommen des LRT Riffe für das Natura 2000-Monitoring in der Ostsee


o Westlicher Bereich: Flächen 1-10, je 2 Replikate

o Östlicher Bereich: Flächen 14-15 je 5 Replikate

• Jährliche Beprobung der zufällig ausgewählten Flächen 1, 2, 3, 4, 7, 9, 10,14

Der ökologische Status der Flächen 11, 12 und 13 ist bislang nicht eindeutig geklärt. Es wird deshalb empfohlen, diese Flächen einmal pro Berichtszeitraum zu beproben, sie jedoch für die jährlichen Untersuchungen nicht in Betracht zu ziehen bis eine ausreichende Grundlage ökologischer Informationen vorliegt.


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5.4 Vorgeschlagene Monitoringkonzepte

Generelle Aspekte Die Probenamestrategie beruht auf den Vorgaben, die durch die LANA erarbeitet wurden. Die beschriebenen Untersuchungsmethoden entsprechen den internationalen Richtlinien von ICES und HELCOM sowie nationalen Vorgaben für das Bund-Länder-Messprogramm.

Die Bewertung der LRT-typischen Arten bezieht sich auf die Komponenten Makrozoobenthos und Makrophytobenthos, da diese auf Grund ihrer Langlebigkeit Rückschlüsse über die ökologische Situation in einen längeren Zeitraum zulassen. Sie sind zudem mit einem vertretbaren Arbeitsaufwand zu beproben und zu analysieren.

Dem HELCOM COMBINE 'Programme for monitoring eutrophication and its effects’ folgend, wird empfohlen, sämtliche Probenahmen und Messungen während des Tages durchzuführen, da einige Arten semipelagische Aktivitäten während der Nacht zeigen und die Gefahr besteht, diese Arten nicht quantitativ zu erfassen, was zu relevanten Fehleinschätzungen der Umweltsituation führen könnte.

Zur Beurteilung des Erhaltungszustandes des Lebensraumtyps Riffe ist die Erhebung von ökologischen Daten aus dem Freiland notwendig. Um alle relevanten Aspekte fachlich beurteilen zu können, sind eine Reihe von Untersuchungsmethoden und Analysen anzuwenden. Diese werden im folgenden Abschnitt dargestellt.

Als Anleitung für das Monitoring im Litoral- und Sublitoral-Hartbodenbereich wurden die Handlungsanweisungen für das WRRL-Makrozoobenthosmonitoring und relevante Handlungsanweisungen des WRRL-Makrophytenmonitorings zu Grunde gelegt.

Erfassung der Ausdehnung des Lebensraumtyps Zur flächendeckenden Erfassung der Ausdehnung der Lebenensraumtypen eignen sich Methoden der Fernerkundung wie z.B. moderne Fächerecholotsysteme, welche auf Schiffen installiert sind. Sonar- und Fächerecholot-Untersuchungen eignen sich dazu, den Meeresboden zu kartographieren. Die Geräte senden Schallwellen in die Tiefe und registrieren die Reflektionen, um den Meeresboden sowie Objekte unter Wasser zu orten und darzustellen. Aus dem Muster der Reflektionen wird ein detailliertes Reliefbild des Meeresbodens errechnet. Darüber hinaus sind in den Messdaten Informationen über die Sedimentbeschaffenheit enthalten. Zum aktuellen Zeitpunkt existiert jedoch noch kein standardisiertes Verfahren für die Erfassung und Abgrenzung der verschiedenen Lebensraumtypen. Zur Kontrolle wird der punktuelle Einsatz von Videosystemen empfohlen, welche optische Informationen für die Kalibrierung der Echlotsysteme liefern. Zum gegenwärtigen Zeitpunkt besteht weiterer Forschungsbedarf für die flächendeckende Analyse des Meeresbodens durch Verfahren der Fernerkundung.

Grundsätzlich ist die Erfassung der Flächengröße eines Lebensraumtyps einmal pro Berichtszeitraum vorgesehen. Allerdings verändern sich die Lebensraumtypen Riffe (1170) und Sandbänke (1110) nur langsam in geologischen Zeiträumen, weshalb eine einmalige Erfassung in zwei Berichtsperioden (einmal in zwölf Jahren) ausreichend ist.


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Beprobung der Flora und Fauna durch Taucher

Der Lebensraumtyp Riffe (1170) umfasst in der Ostsee eine Reihe unterschiedlicher Habitate, die sich in erster Linie durch die Größe der Hartsubstratstrukturen unterscheiden. Bei den typischen Arten des Lebensraumtyps Riffe handelt es sich im Wesentlichen um epibenthische Organismen, welche die Hartsubstratstrukturen als Haftgrund nutzen. Für Riffvorkommen in denen Strukturen wie große Steine, Block- und Mergelgrund dominieren, wird eine Beprobung der epibenthischen Lebensgemeinschaft durch Taucher empfohlen, wenn der Einsatz von Greifern nicht erfolgen kann. Bei Untersuchungen mit Tauchgängen müssen diese in Übereinstimmung mit den geltenden Regeln und Sicherheitsvorkehrungen vorgenommen werden. Hieraus ergibt sich, dass für alle Taucharbeiten die Qualifikation als staatlich geprüfter Forschungstaucher notwendig ist. Die Taucharbeiten haben nach den "Regeln für den Einsatz von Forschungstauchern" der gesetzlichen Unfallversicherung GUV-R 2112 zu erfolgen.

Beprobung der Fauna durch Greifer Riffflächen, die durch Steinfelder oder Kiesflächen charakterisiert werden, können gebietsabhängig auch mit einem van Veen-Backengreifer beprobt werden. Für das Gerät werden eine Ausstechfläche von 0,1 m2 und ein Siebdeckel mit 0,5 mm Maschenweite empfohlen. Es sollte über variable Zusatzgewichte verfügen, die ein Eigengewicht von bis zu 70 kg ermöglichen. Weitere Spezifikationen sind dem Manual for Marine Monitoring in the COMBINE Programme 2006 zu entnehmen. Generell sollte eine Eindringtiefe von mindestens 10 cm in den Untergrund erreicht werden, um eine repräsentative Menge an Probengut zu gewährleisten (HELCOM COMBINE 2006).

Bei der Verwendung des Greifers sind folgende Aspekte zu beachten, um eine repräsentative Probe zu erhalten:

• Das Absenken und Schließen des Greifers muss langsam erfolgen. Eine maximale Fier- und Hievgeschwindigkeit von 0,5 ms-1 wird empfohlen, um die Druckwelle beim Fieren zu minimieren und um übermäßigem Sedimentverlust beim Hieven zu vermeiden.

• Der Greifer muss möglichst senkrecht auf das Sediment auftreffen, um eine Ausstichfläche von 0.1 m2 zu gewährleisten.

• Auf Sandboden oder steinigem Untergrund kann das Volumen der Probe 5 l unterschreiten. Sind noch keine Zusatzgewichte montiert, so ist diese Probe zu verwerfen und die Beprobung mit dem schwereren Greifer zu wiederholen. Sollte das Probenvolumen dann immer noch unter 5 l liegen, kann diese Probe verwertet werden. Bei der Auswertung ist auf das geringe Volumen hinzuweisen.

• Das Volumen jeder ungesiebten Probe muss erfasst werden (Füllstand im Greifer)

Zusätzlich sind folgende Informationen für jede Probe zu erheben:

• Oberflächenfarbe und Farbwechsel mit der Tiefe

• Mächtigkeit der oxidierten Oberflächenschicht

• Präsenz von Schwefelwasserstoff (H2S)

• Beschreibung des Sedimenttyps (z.B. Sand, Schlick) mit Zusatzinformationen, wie Muschelschill, Ablagerungen, Driftalgen, Detritus)


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Aufbewahrung und Handhabung der Proben

Die vollständigen Handlungsanweisungen für die Aufbewahrung und Handhabung der Proben sind in der DIN EN ISO 19493 sowie EN ISO 5667-3 zu finden.

Die wichtigsten Punkte sind nachfolgend zusammengefasst:

• Die Probe sollte zuerst vorsichtig in einen Behälter überführt und nachfolgend portionsweise gesiebt werden. Hierbei ist darauf zu achten, dass kein direkter Wasserstrahl auf die Probe trifft, da dies zur Fragmentierung von Organismen führen kann.

• Das gewonnene Probengut muss schonend in eine Siebwanne überführt und ausgesiebt werden. Hierfür soll ein Sieb nach den Standards des Baltic Monitoring Programms (HELCOM 2006) verwendet werden. Das Sieb besteht aus Metallgaze (Edelstahl, Messing oder Bronze) mit einer Maschenweite von 1,0 x 1,0 mm. Der erhaltene Rückstand ist in Borax-gepuffertem 4%igen Formol zu fixieren (Fauna), bzw. in 70%igem Ethanol (Flora).

• Fixierte Proben dürfen nicht mehr gesiebt werden.

Videountersuchung Um einen Überblick über die Verhältnisse bezüglich Struktur und Bewuchs auf der Sedimentoberfläche des Meeresbodens zu erhalten, wird der Einsatz eines Unterwasser-Videosystems empfohlen. Zur direkten Kontrolle sollte das Videosignal in Echtzeit an die Oberfläche übertragen und gleichzeitig aufgenommen werden. Die Eichung des Bildausschnitts sollte durch parallele Laserdioden vorgenommen werden, die einen Überblick über die Größe des Bildausschnittes während der Kamerafahrt ermöglichen. Wichtige Kenndaten wie Name der Probenstelle, Datum, Koordinaten und Wassertiefe sind zusätzlich in das Videobild einzublenden.

Für das Videosystem ergeben sich zwei Anwendungsbereiche:

1. Punktuelle Erfassung der Verhältnisse an einer Probenahmestation.

2. Videotransekte zur Erfassung der Ausdehnung und Verbreitung von Strukturen und Arten.

Für die punktuelle Untersuchung an Probenahmestationen wird generell empfohlen, die Videountersuchung vor einer Greiferprobenahme durchzuführen, da die Sicht durch Trübungswolken beeinträchtigt sein kann.

Um eine ausreichende Detailgenauigkeit bei Transektfahrten zu erhalten, empfiehlt sich, eine Driftgeschwindigkeit von 1,5 kn möglichst nicht zu überschreiten. Die Videountersuchung sollte mindestens 5 Minuten an jeder Station betragen.

Für den Bereich der Nordsee wird der Einsatz eines Kameraschlittens empfohlen, der direkt über den Meeresboden geschleppt wird. Hierdurch lässt sich der störende Einfluss von Dünung weitgehend minimieren. Für die Ostsee kann auch ein leichteres Kameragestell eingesetzt werden, das durch die Wassersäule gezogen wird. Bei Bedarf ist ein entsprechendes Beleuchtungssystem zu montieren.

Dredgefänge Zusätzlich zu der Beprobung durch den Greifer wird die Verwendung einer Dredge empfohlen, um mobile und seltene epibenthische Arten zu erfassen. Das Gerät sollte den Monitoring-Richtlinien (OSPAR/HELCOM/ICES) für Makrozoobenthos entsprechen und eine Breite von 2 m und eine Netzmaschenweite von 1 cm haben.


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Die empfohlene Schleppdauer für Sandgrund beträgt 10 Minuten (Netto-Schleppzeit am Grund) und für Steingrund 5 Minuten.

Die Schleppgeschwindigkeit sollte zwischen 1-3 Knoten liegen.

Die in der Dredgeprobe enthaltenen Organismen werden ebenfalls in 4%igem Borax-gepuffertem Formol für nachfolgende Untersuchungen konserviert.

Begleituntersuchungen

Zu den Begleituntersuchungen gehören die Messungen von Sauerstoffgehalt bzw. –sättigung, Temperatur und Sauerstoffgehalt in Bodennähe und an der Oberfläche jeder Station. Zusätzlich zu den biologischen Proben sollte mit dem van Veen-Greifer eine Sedimentprobe für eine Korngrößenanalyse und Messung von organischem Gehalt genommen werden. Die Sedimentprobe ist zu kühlen und schnellstmöglich bis zur Analyse einzufrieren.

Zusätzlich zu den Begleituntersuchungen sind einige allgemeine Angaben zu den Bedingungen der Probenahme zu erfassen. Diese beinhalten:

• Typ des Positionierungssystems und dessen Genauigkeit

• Datum, Uhrzeit

• Wetterbedingungen, Sea state

• Technische Angaben zum Schiff

Zusammenfassend werden folgende Methoden für die Erfassung der verschiedenen Komponenten empfohlen:

• CTD-Messsonde (Wassertiefe, Salzgehalt, Temperatur)

• Van Veen-Greifer (Benthos, Sedimentprobe)

• Video (mobile und seltene Fauna, Makrophyten, Lebensraumstrukturen)

• Sauerstoffsonde (Sauerstoffgehalt u. Sauerstoffsättigung)

• Sedimentanalyse (Korngrößenverteilung, organischer Gehalt)

Auszählung, Bestimmung und Auswertung der Proben Die Proben werden im Labor in einen Siebturm mit 4 mm, 2 mm und 1 mm Maschenweite gegeben und mit Leitungswasser gespült. Die in den Rückständen enthaltenen Tiere werden unter einem Binokular bei Vergrößerungen zwischen 3- und 80-fach aussortiert und, soweit möglich, bis zur Art bestimmt und gezählt. Zur Artbestimmung ist im Einzelfall neben dem Binokular ein Mikroskop (Hell- und Dunkelfeld sowie Phasenkontrast) mit 100- bis 400-facher Vergrößerung notwendig.

Die Bestimmung der Tiere sollte vorgenommen werden nach der aktuellen Bestimmungsliteratur, den Ergebnissen der internationalen taxonomischen Workshops (ICES/HELCOM/BEQUALM) und insbesondere nach den 1998 neu erarbeiteten Richtlinien des Bund-Länder-Messprogramms (BLMP-Workshops des Umweltbundesamtes) zur Qualitätssicherung im Makrozoobenthos-Monitoring (BLMP 1998, BLMP 2007), dessen Artenliste als Referenz für die Benennung der Arten dienen sollte.


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Bestimmung der Biomasse

Die Biomasse sollte als aschefreies Trockengewicht angegeben werden, da dies die genaueste Methode ist (Rumohr et al. 1987; Duineveld and Witte 1987).

Die Bestimmung der Biomasse muss für jede Art getrennt durchgeführt werden. Für die Bestimmung des Trockengewichts müssen die fixierten Organismen bei 60 °C zwischen 12 und 24 Stunden getrocknet werden. Größere Organismen benötigen unter Umständen längere Zeiten. Anschließend wird der Rückstand gewogen.

Um das aschefreie Trockengewicht zu erhalten, werden die Proben bei 500-520 °C in einem Muffelofen veascht bis die Gewichtskonstanz erreicht ist. Temperaturen > 550 °C sind zu vermeiden, da sich ab diesem Bereich CaO aus dem Skelettmaterial bilden kann, was zu einer beträchtlichen unbeabsichtigten Gewichtsreduktion führen kann.

Die veraschten Proben müssen nach der Entnahme aus dem Muffelofen in einem Desiccator aufbewahrt werden, da sie sonst Feuchtigkeit aus der Umgebungsluft aufnehmen können. Die anschließende Wägung ergibt das aschfreie Trockengewicht (AFDM).

Auswertung der Daten Aus den Untersuchungen des Makrozoobenthos resultieren folgende Daten:

van Veen-Greifer - qualitative und quantitative Artenabundanz- und Biomassedaten

Dredge - qualitative Artenabundanzdaten,

Begleituntersuchung - physikalisch-ozeanographische Daten

Sedimentprobe - Korngrößenverteilung, organischer Gehalt

Videountersuchung - optischer Überblick mit Koordinatenreferenz

Greiferproben

Nach der getrennten Bearbeitung der Replikate einer Station werden die Ergebnisse jeder Station zusammengefasst. Anschließend werden die Abundanzen bzw. Biomasse auf m2

hochgerechnet. Die resultierenden Arten-Stationstabellen bilden die Grundlage für die Auswertung der aktuellen ökologischen Situation sowie für die Untersuchung von zeitlichen Trends. Diese Daten sind für qualitativ und quantitativ vergleichende statistische Verfahren geeignet. Organismen, die in Kolonien vorkommen (z.B. Bryozoa) können nicht quantitativ erfasst werden. Sie werden als vorhanden/nicht vorhanden erfasst.

Dredgeproben

Das Dredgen ist keine quantitative Methode. Daher sollten nur Präsenz und relative Häufigkeit der einzelnen Arten ermittelt werden. Diese Daten können für qualitative Auswertungen und zur Vervollständigung der Artenliste verwendet werden. Quantitative Analysen können mit diesen Daten nicht durchgeführt werden.

Sedimentproben

Die Laboranalyse der Sedimentproben erfolgt für Trockensubstanz und Glühverlust nach DIN 38414 und für die Fraktionen nach DIN 18123.


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Grenze, die zu Maßnahmen führt

Begleituntersuchungen

Die Begleituntersuchungen ergeben für jede Stationen einen einheitlichen Datensatz mit Angaben zu folgenden Parametern:

● Wassertemperatur

● Salinität

● Sauerstoffgehalt

● Korngrößenverteilung des Sediments

● organischem Gehalt des Sediments

Die Variabilität der Ergebnisse der Begleituntersuchungen hängt in hohem Maße von der Genauigkeit der Messgeräte ab. Für die verschiedenen Messverfahren werden folgende Fehlertoleranzen als Standard vorgeschlagen:

Parameter Fehlertoleranz

Temperatur 0,1 °C

Salinität 0,1 PSU

Sauerstoffgehalt u. -sättigung 0,1 mg/l / 1 %

Korngrößenverteilung 0,1 g / 1%

Glühverlust 0,01 g

Die erhaltenen Informationen werden mit den Besiedlungsdaten korreliert und erlauben so Aussagen über die Wirkungen physikalischer Faktoren auf die Besiedlungsstruktur und -dichte.

Auswertung mit MARBIT Für die Auswertung durch das WRRL-Bewertungsschema MARBIT ist eine vollständige Arten-Stations-Matrix anzufertigen. Diese bildet die Grundlage zur Berechnung des ökologischen Zustands, der durch eine dimensionslose Maßzahl ausgedrückt wird. Die errechnete Zahl wird durch MARBIT gemäß den WRRL-Anforderungen in eine von fünf Qualitätskategorien eingeteilt. Um die Ergebnisse in das dreistufige Bewertungssystem der LANA eingruppieren zu können, wird folgende Angleichung der Kategorien vorgeschlagen:

Eine detaillierte Beschreibung der Verwendung des MARBIT ist in der Dokumentation und den Handlungsanweisungen zu finden (Meyer et al. 2007).

MARBIT Kategorie Natura 2000 (LANA Schema)

Sehr gut A Gut A Mäßig B Unbefriedigend C Schlecht C


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Statistik Um vergleichende Analysen zwischen räumlich und zeitlich gruppierten Datensätzen durchführen zu können, müssen zusätzlich zur Bewertung durch MARBIT verschiedene statistische Verfahren angewendet werden:

Varianzanalyse (t-Test, ANOVA)

Die Varianzanalyse ist ein statistisches Verfahren der Datenanalyse und Mustererkennung, das versucht, die Varianz einer metrischen Variablen durch eine oder mehrere Variablen zu erklären. Das Verfahren untersucht, ob (und gegebenenfalls wie) sich der Erwartungswert einer metrischen Zufallsvariablen in verschiedenen Gruppen (auch Klassen) unterscheidet. In Prüfgrößen des Verfahrens wird getestet, ob die Varianz zwischen den Gruppen größer ist als die Varianz innerhalb der Gruppen. Dadurch kann ermittelt werden, ob die Gruppeneinteilung sinnvoll ist oder nicht bzw. ob sich die Gruppen signifikant unterscheiden oder nicht.

Der t-Test ist ein statistisches Verfahren, welches am häufigsten verwendet wird, um die Unterschiede zwischen Mittelwerten von Parametern zweier Gruppen zu überprüfen. A priori wird die Nullhypothese formuliert, welche postuliert, dass es keinen signifikanten Unterschied zwischen den Gruppen gibt. Der mit einem t-Test ausgegebene p-Wert repräsentiert die Wahrscheinlichkeit, mit welcher die Nullhypothese abgelehnt werden kann. Dieser Wert wird als Irrtumswahrscheinlichkeit bezeichnet. Für biologische Daten ist eine Irrtums-Wahrscheinlichkeit von 5% üblich. Dies bedeutet, dass von einem signifikanten Unterschied zwischen zwei Gruppen ausgegangen werden kann, wenn der p-Wert kleiner als 0,05 (5 %) ist. Werden mehr als zwei Gruppen verglichen, so ist das ANOVA-Verfahren anzuwenden.

Notwendige Voraussetzungen für die Anwendung dieses Verfahrens sind Varianzhomogenität und Normalverteilung der Daten. Die Prüfung der Normalverteilung kann durch Histogramme oder durch verschiedene Tests erfolgen (z. B. Shapiro-Wilk-Test). Die Bedingung der Varianzhomogenität kann mit Hilfe des F-Tests verifiziert werden.

Sind die Vorraussetzungen der Normalverteilung und der Varianzhomogenität nicht gegeben, können parameterfreie Tests benutzt werden. Diese verwenden Rangzahlen und besitzen eine geringere Trennschärfe.

Multivariate Statistik Die multivariate Statistik untersucht Zusammenhänge und Unterschiede zwischen mehrdimensionalen Datensätzen. Wissenschaftliche Datensätze bestehen praktisch immer aus einer Vielzahl von Variablen, die am Untersuchungsobjekt erhoben wurden. Deren vielfältige Verknüpfungen untereinander lassen sich mit uni- und bivariaten Methoden häufig nicht hinreichend genau aufklären, da sie sich in ihren Ausprägungen gegenseitig beeinflussen.

Clusteranalyse

Um Verteilungsmuster zu erkennen, wird in der Ökologie häufig die Clusteranalyse (Deichsel & Trampisch 1985, Legendre & Legendre 1986) eingesetzt. Hierbei werden Stationen nach der Ähnlichkeit der Artenzusammensetzung und deren Abundanz gruppiert. Hierzu werden alle Werte der Arten-Stationstabellen in eine Ähnlichkeitsmatrix umgewandelt. Dies erfolgte in mehreren Schritten:

Zuerst werden sämtliche Werte Quadrat-Wurzel transformiert, damit hohe Abundanzen einzelner Arten weniger stark ins Gewicht fallen (Field et al. 1982). Anschließend werden die Werte in einer triangulären Matrix in Ähnlichkeitsprozente umgewandelt. Dies geschieht nach der mathematischen Formel von Bray-Curtis (Clarke & Warwick 1994).

Anschließend erfolgt das Zusammenfügen von einzelnen Proben zu Clustern nach der


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hierarchisch agglomerativen Methode. Diese benutzt die Ähnlichkeitsmatrix als Startpunkt und verschmilzt die Stationen sukzessive zu Gruppen und anschließend zu größeren Clustern. Die hierarchische Gliederung beginnt mit der höchsten Ähnlichkeit zwischen Stationen und endet mit der geringsten Ähnlichkeit zwischen Gruppen. Das Endresultat ist ein Großcluster, der alle Proben enthält. Es gibt mehrere Möglichkeiten bei der Verknüpfung von Ähnlichkeitsprozenten aus der Matrix. Für den Bericht wurde das so genannte group-average linkage Verfahren benutzt, also der Durchschnitt der Ähnlichkeitsprozente zwischen Gruppen bzw. Stationen.

Das grafische Resultat einer hierarchischen Clusterung ist ein Dendrogramm, in dem eine Achse die Stationen repräsentiert. Auf der anderen Achse ist der Grad der Ähnlichkeit in Prozent (Bray-Curtis Similarity) aufgetragen. Eine Fusion bei 100 würde 100% Übereinstimmung innerhalb der Matrix bedeuten.

Multidimensionale Skalierung (MDS-Analyse) Die Multidimensionale Skalierung (Kruskal & Wish 1978) wird häufig für Gemeinschaftsanalysen eingesetzt. Das Ergebnis ist eine zweidimensionale Karte der Stationen auf der Grundlage der triangulären Ähnlichkeitsmatrix. Dieses Verfahren dient zur Aufdeckung von Mustern, das heißt, dem Erkennen der in dem vieldimensionalen Datensatz bestehenden, formalen Zusammenhänge sowie deren Abbildung in überschaubare zwei- oder dreidimensionale Darstellungen. In der Grafik wird der Grad der Ähnlichkeit als Distanzlänge zwischen zwei Punkten ausgedrückt. Nahe zusammenliegende Punkte weisen einen hohen Grad an Übereinstimmung auf. Die Achsen sind dimensionslos, da es nur auf den relativen Abstand (Euklidischen Abstand) zwischen Stationen ankommt.

Innerhalb jeder Matrix zeigen die Stationen individuelle Ähnlichkeiten zueinander. Um die Struktur der Ähnlichkeiten über die Jahre vergleichen zu können, wurde das Verfahren der 2STAGE-Analyse angewendet. Bei diesem werden alle Matrizen paarweise miteinander verglichen. Anschließend wird ein Ähnlichkeitswert mit Hilfe der Spearman-Rang-Korrelation für jede Kombination errechnet. Das Ergebnis wird wiederum als Ähnlichkeitsmatrix ausgegeben. Diese kann als MDS-Grafik dargestellt werden. Die Interpretation des Ergebnisses erfolgt wie für einen MDS-Plot für die Stationen. Die Länge der euklidischen Distanz ist wieder ein direktes Maß für die Ähnlichkeit der Matrizen untereinander.

Ermittlung der dominanten Arten Nach der Gruppierung der Stationen durch das Cluster- und MDS-Verfahren können die Arten, die hauptsächlich für die Aufteilung der Stationen verantwortlich sind, ermittelt werden (SIMPER-Methode, PRIMER-Paket; s. Clarke & Warwick, 1994).

Räumliche und zeitliche Leistungsfähigkeit

Grundsätzlich stehen für die Entnahme von Bodenproben zwei Methoden zur Verfügung. Dies sind die Greifermethode und die Beprobung durch Taucher. Beide Methoden unterscheiden sich deutlich hinsichtlich ihrer räumlichen und zeitlichen Leistungsfähigkeit.

Der Einsatz von Tauchern empfiehlt sich in Gebieten, in denen keine Beprobung durch einen Greifer möglich ist. Dies sind insbesondere Hartsubstratflächen im Lebensraumtyp Riffe. Allerdings erfordert der Einsatz von Tauchern umfangreiche Planung und Vorbereitung. Nach den geltenden Sicherheitsbestimmungen müssen Forschungstauchgänge stets von einer Tauchergruppe, bestehend aus mindestens drei Personen mit entsprechender Qualifikation, durchgeführt werden. Die benötigte Tauchzeit beträgt stets ein Vielfaches eines Greifereinsatzes, was eine deutliche Reduktion der zeitlichen Leistungsfähigkeit zur


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Folge hat. Zusätzlich ist aus gesundheitlichen Gründen und sicherheitstechnischen Aspekten nur eine begrenzte Anzahl an Tauchgängen pro Tag möglich. Es ist daher sinnvoll, den Einsatz von Tauchern soweit wie möglich zu beschränken.

Eine Probenahme durch Taucher ist primär im Lebensraumtyp Riffe der Ostsee sinnvoll, da hier großflächig Hartsubstrat in Form von Stein- und Geröllfeldern vorkommt. Potentielle Gebiete für den Einsatz von Tauchern sind:

• Fehmarnbelt

• Kadetrinne

• Kriegers Flak

• Adlergrund

• Westliche Rönnebank

Bemerkung:

Der Umfang der notwendigen Taucharbeiten ist im Voraus nicht verlässlich einzuschätzen. Es wird daher empfohlen, die Flächen vor dem Beginn der eigentlichen Probenahme gezielt dahingehend zu untersuchen, ob Taucharbeiten notwendig sind. Ein geeignetes Verfahren hierfür sind Videountersuchungen, bei denen die Kamera über eine Strecke geschleppt wird, um einen Überblick über die Struktur des Meeresbodens zu erhalten.

Die übrigen genannten Methoden haben eine hohe räumliche und zeitliche Leistungsfähigkeit, da es sich um robuste Verfahren und Prozeduren handelt, die nur ein geringes Maß an Vorbereitung benötigen.

Optimierung der Aussagekraft der gewonnenen Daten

Proben, die im Frühjahr vor den einsetzenden Larvenfällen gewonnen werden, erlauben Aussagen über den sogenannten. 'standing stock' der Lebensgemeinschaft bzw. über die Ausgangssituation nach der Winterperiode. Im Spätsommer durchgeführte Untersuchungen sind oft durch hohe Anteile von Larven und juvenilen Exemplaren gekennzeichnet. Die Anzahl an nachgewiesenen Arten ist oft höher als im Frühjahr und stellt das maximale Artenspektrum bei höchster Besiedlungsdichte dar. Deshalb haben Frühlingsproben die folgenden Vorteile:

• Erfassung des „standing stock“ der Arten • Keine Überschätzung der Besiedlungsdichte und Biomasse in Folge von Larvenfällen

Bewertung der Prognosefähigkeit der Methoden und Bewertung der Eignung für ein langfristiges Monitoring

Die Vorgaben der LANA bzw. des europäischen Berichtformats beinhalten für die Beurteilung des Erhaltungszustands neben einer Aufnahme der aktuellen Situation bezüglich der charakteristischen Strukturen und lebensraumtypischen Arten auch die Erfassung von langfristigen Entwicklungen.

Das vorgelegte Überwachungsprogramm eignet sich zur Feststellung der aktuellen Ausbreitung von Sandbänken und Riffstrukturen in der atlantischen und kontinentalen biogeographischen Region. Für das Makrozoobenthos können durchschnittliche Veränderungen der Besiedlungsdichte und der Biomasse pro Fläche festgestellt werden. Zusätzlich können Veränderungen in der Zusammensetzung der typischen Arten erfasst


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werden. Weitere Analysen der Benthosgemeinschaft können auf Grund des vergleichsweise geringen Probenumfangs nicht verlässlich durchgeführt werden.

Die vorgestellten Methoden stellen zusammen ein geeignetes Instrumentarium für die qualitative und quantitative Analyse der relevanten Parameter dar. Die verlässliche Erfassung von kritischen Entwicklungen zwischen zwei Untersuchungszeiträumen ist wahrscheinlich. Da die Methoden in einem hohen Maße standardisiert und die Durchführungen vergleichsweise einfach sind, kann von einer guten Eignung für ein langfristiges Monitoring ausgegangen werden, was ebenfalls durch langjährige praktische Erfahrungen belegt wird. Die folgende Darstellung zeigt, welche Daten die einzelnen Methoden für das Monitoring liefern:

Methode Liefert Daten für den Parameter

Videountersuchung Typische Strukturen

Typisches Arteninventar

Beeinträchtigung

Dredge Typisches Arteninventar

Greifer- u. Taucherproben Typisches Arteninventar

Typische Strukturen

Sedimentprobenahme Typische Strukturen

Beeinträchtigungen

Biomasse Beeinträchtigungen

Begleituntersuchungen Beeinträchtigungen

Eine Vorhersage von Trends ist generell möglich, allerdings sind verhältnismäßig lange Zeitreihen erforderlich (mindestens zehn Jahre), da die Gemeinschaft der Benthosorganismen hohe natürliche Fluktuationen aufweist und vergleichsweise lange Reaktionszeiten hat.

Das WRRL-Bewertungsmodell MARBIT stellt einen geeigneten, objektiven Bewertungsrahmen, sowohl zur Beurteilung des aktuellen Erhaltungszustands, als auch der Erfassung von Trends, dar.

Methodenübersicht Die folgenden Tabellen enthalten eine Übersicht der Methoden zur Erfassung und zur Analyse der relevanten Umweltdaten für den Lebensraumtyp Riffe:


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Probenahme

Van Veen-Greifer

Taucher

Dredge

Videountersuchung

Messung der Wassertiefe

Messung des Salzgehalts

Messung der Temperatur

Messung des Sauerstoffgehalts u. –sättigung

Analyse

Auszählung der Organismen

Bestimmung der Arten

Bestimmung der Biomasse

Sichtung des Videomaterials

Korngrößenanalyse und organischer Gehalt des Sedimentes

MARBIT

Statistik

ANOVA

Clusteranalyse

Multidimensionale Skalierung

SIMPER-Analyse

TSI (Taxonomic spread index)

Ermittlung des benötigten Arbeitsaufwands

Jährlicher Aufwand:

• Schiffsgestützte Probenahme

• Probenbearbeitung

• Dredgeprobenbearbeitung

• Analyse des Videomaterials

• Sedimentanalyse

• Bearbeitung der physikalischen Daten

• Qualitätskontrolle (1x für jeden Parameter), Abgleich der aktuellen Standards


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Einmaliger Aufwand in einem Berichtszeitraum:

• Schiffsgestützte Probenahme

• Probenbearbeitung

• Dredgeprobenbearbeitung

• Analyse des Videomaterials

• Sedimentanalyse

• Bearbeitung der physikalischen Daten

• Qualitätskontrolle (1x für jeden Parameter), Abgleich der aktuellen Standards

• Auswertung der Zeitreihendaten

• Ermittlung des Erhaltungszustands und der repräsentativen Verhältnisse (1x für jeden benötigten Parameter für MARBIT)

Einmaliger Aufwand in zwei Berichtszeiträumen:

• Schiffsgestützte Vermessung der Fläche des Lebensraumtyps

• Auswertung der aktuellen Flächengröße (1x pro vermessener Fläche)

Zeitlicher Aufwand: Bei der Kalkulation des zeitlichen Aufwands wird von einer kombinierten Probenamekampagne für die Lebenstraumtypen Sandbänke und Riffe ausgegangen.

Der zeitliche Aufwand wurde für folgende Posten kalkuliert:

Schiffstage

Für die Untersuchung der Lebensraumtypen sind schiffsgestützte Untersuchungs-kampagnenen notwendig. Ein geeignetes Schiff muss über folgende Eigenschaften verfügen.

• Seetauglich, geeignet für Mehrtagesfahrten

• Kran für Greiferprobenahmen (Greifergewicht bis 100 kg)

• Eignung für Taucharbeiten (Einstiegshilfe, Rettungsmittel, etc.)

• Eignung zur Durchführung von Videountersuchungen (Trockenraum, gepuffertes Stromnetz, Vorrichtung zur Absenkung der Kamera ins Wasser (z. B. David mit Umlenkrollen)

• Eignung für Dredgeprobenahmen (Winde mit Draht (ca. 120 m))

Personen-Tage auf See

Die Berechnung der Personen-Tage bietet einen Überblick über den Arbeitsaufwand während der Probenahme. Für die Berechnung wird von drei Personen ausgegangen. Der Einsatz von Forschungstauchern ist a priori nicht zu kalkulieren. Für die Berechnung wird davon ausgegangen, dass zwischen 5-10 % der Proben durch Taucher genommen werden. Ein höherer Anteil an Taucharbeiten bedeutet demzufolge deutlich höhere Personalkosten und erfordert mehr Schiffstage.


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Aufarbeitung der Proben (Greifer und Dredge)

Dieser Posten umfasst die Sortier- und Bestimmungsarbeiten, die für jede Probe zu leisten sind. Die Bearbeitungszeit für eine Greiferprobe wird mit fünf Stunden berechnet, wobei vier Stunden durch Techniker und eine Stunde durch einen Wissenschaftler geleistet werden. Die Bearbeitung einer Dredgeprobe benötigt zwei Stunden (1 Stunde Techniker, 1 Stunde Wissenschaftler).

Aufarbeitung des Videomaterials

Die Ausarbeitung des Videomaterials beinhaltet die Sichtung und die Analyse der Ergebnisse. Pro Stunde Videomaterial wird eine Bearbeitungszeit von zwei Stunden veranschlagt.

Zeitlicher Aufwand

Nach den Vorgaben der LANA beträgt die Anzahl des Stichprobenumfangs mindestens 63. Die für die AWZ angegebenen Stichprobenzahlen beruhen auf den Vorgaben zur Berechnung des MARBIT. Die zusätzlichen Stichproben, die zum Erreichen des vorgegebenen Stichprobenumfangs notwendig sind, sollten im Bereich des Küstenmeeres verteilt werden. Die nachfolgenden Tabellen (Tab. 11,

Tab. 12) zeigen eine mögliche Verteilung der 63 Stichproben zwischen der AWZ und dem Küstenbereich für beide biogeografische Regionen.

Tab. 11: Vorschlag für die Verteilung der 63 Stichproben in der AWZ und im Küstenmeer für die Nordsee

Atlantische biogeographische Region (Nordsee)

LRT Anzahl der Replikate in der AWZ

Anzahl der Replikate im Küstenmeer

Riffe 52 11

Sandbänke 35 28

Tab. 12: Vorschlag für die Verteilung der 63 Stichproben in der AWZ und im Küstenmeer für die Ostsee

Kontinentale biogeographische Region (Ostsee)

LRT Anzahl der Replikate in der AWZ

Anzahl der Replikate im Küstenmeer

Riffe 33 30

Sandbänke 35 28


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Bei der Kalkulation des zeitlichen Beprobungsaufwands in der AWZ wird von einer kombinierten Probenahmekampagne für die Lebenstraumtypen Sandbänke und Riffe ausgegangen.

Der zeitliche und finanzielle Aufwand für die jährliche Beprobung wird für zehn Replikate (Stationen) in der AWZ berechnet. Im Falle einer Auswahl von Küstenstationen für eine jährliche Beprobung kann der Aufwand in der AWZ verringert werden, was eine entsprechende Reduktion der Kosten bedeutet.

Tab. 13: Übersicht des Untersuchungsaufwands in einer Berichtsperiode für die Nordsee

AWZ Nordsee

Anzahl der Replikate, die einmal pro Berichtszeitraum beprobt werden

Anzahl der Replikate, die jährlich beprobt werden

LRT

Riffe 52 10

Sandbänke 35 10

Gesamt 87 20

Gesamtaufwand Einmal pro Berichtszeitraum Jährlich

Seetage 10 Tage 3-4 Tage

Personen-Tage auf See 30 Tage 9-12 Tage

Aufarbeitung der Proben

(Greifer/Taucher + Dredge)

75 Arbeitstage 15 Arbeitstage

Aufarbeitung des Videomaterials 20 Arbeitstage 5 Arbeitstage


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Tab. 14: Übersicht des Untersuchungsaufwands in einer Berichtsperiode für die Ostsee

AWZ Ostsee

Anzahl der Replikate, die einmal pro Berichtszeitraum beprobt werden

Anzahl der Replikate, die jährlich beprobt werden

LRT

Riffe 33 10

Sandbänke 35 10

Gesamt 68 20

Gesamtaufwand

Seetage 8 Tage 3-4 Tage

Personen-Tage auf See 24 Tage 9-12 Tage

Aufarbeitung der Proben

(Greifer/Taucher + Dredge)


Aufarbeitung des Videomaterials


5.5 Probenplan

Der Probenplan enthält eine Übersicht über die Probenahmepositionen für die Lebensraumtypen Sandbänke und Riffe in der AWZ der beiden biogeografischen Regionen Nord- und Ostsee. Positionen der aktuellen Untersuchungen welche in den ausgewiesenen Flächen der LRTs liegen, wurden für ein zukünftiges Monitoring beibehalten. Sie sind in den Tabellen extra vermerkt. Sämtliche Positionen sind in WGS 84 angegeben.

Im Rahmen dieses Konzeptes werden keine genauen Positionsangaben für den Bereich des Küstenmeeres gemacht.

Atlantische biogeographische Region (Nordsee) Die AWZ der Nordsee wurde in einen küstenfernen und einen küstennahen Bereich unterteilt. Der küstenferne Bereich umfasst im Wesentlichen den Entenschnabel mit dem FFH-Gebiet Doggerbank. In diesem Bereich kommt nur der LRT Sandbänke vor. Die folgende Grafik und Tabelle zeigt eine Übersicht über die vorgeschlagenen Probenahmepositionen.


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Abb. 7: Stationsübersicht Doggerbank, LRT Sandbänke

Tab. 15: Doggerbank, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Sandbänke

neue Stationen E dez N dez Station E dez N dez DS06 4,2694 55,4214

DS07 4,3708 55,4828 bekannte Stationen DS08 4,2628 55,5777

401 4,0000 55,7500 DS09 4,0993 55,5744 403 4,3333 55,6333 DS10 3,9063 55,5875 404 4,5000 55,5000 DS11 4,0175 55,6300 405 4,1667 55,5000 DS12 4,1091 55,6758 406 4,0000 55,5000 DS13 4,1884 55,7380

DS14 3,7640 55,6578 DS15 3,8834 55,7052

Im küstennahen Bereich sind die Lebensraumtypen Sandbänke und Riffe hauptsächlich in den Bereichen der FFH-Gebiete Borkum-Riffgrund und Sylter Außenriff vertreten.


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Abb. 8: Stationsübersicht Borkum-Riffgrund, LRT Sandbänke

Tab. 16: Borkum-Riffgrund, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Sandbänke

Station E dez N dez

bekannte Stationen 20 6,5167 53,8333 27 6,3500 53,8333 43 6,6333 53,8500 54 6,4667 53,8167 57 6,4000 53,8833 59 6,3500 53,9500 60 6,2833 53,9500 61 6,1833 53,9833 67 6,4667 53,9000 68 6,5500 53,9000


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Abb. 9: Stationsübersicht Borkum-Riffgrund, LRT Riffe

Tab. 17: Borkum-Riffgrund, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Riffe

Station E dez N dez

bekannte Stationen 46 6,6000 53,8333

neue Stationen BR02 6,6120 53,8340 BR03 6,4189 53,8014 BR04 6,4066 53,8068 BR05 6,4121 53,8272 BR06 6,4366 53,8381 BR07 6,3114 53,8912 BR08 6,2951 53,8898

Im Bereich des Sylter Außenriffs befinden sich ebenfalls eine ausgewiesene Sandbankfläche sowie eine Vielzahl von Riffflächen. Die folgende Grafiken und Tabellen geben eine Übersicht über die Verteilung der Lebensraumtypen sowie Vorschläge für Positionen zur Entnahme von Proben.


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Abb. 10: Stationsübersicht Sylter Außenriff, LRT Sandbänke

Tab. 18: Sylter Außenriff, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Sandbänke

Station E dez N dez

bekannte Stationen 506 7,9167 54,5833 507 7,9167 54,6000 508 7,9583 54,5833 514 7,9167 54,6667 585 7,9283 54,5833

neue Stationen

SAS06 7,9745 54,5584 SAS07 7,8699 54,5936 SAS08 7,8925 54,6295 SAS09 7,9294 54,6324 SAS10 7,8809 54,6566


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Abb. 11: Stationsübersicht Sylter Außenriff, LRT Riffe


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Tab. 19: Sylter Außenriff, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Riffe

Station E dez N dez

bekannte Stationen 524 7,9000 54,9167 529 7,0000 55,2500

neue Stationen

SAR01 6,7309 54,8971 SAR02 6,7447 54,8908 SAR03 6,7710 54,8469 SAR04 6,7836 54,8181 SAR05 6,8375 54,8281 SAR06 6,8551 54,8231 SAR09 6,9040 54,8118 SAR10 6,9152 54,8080 SAR07 6,8701 54,7930 SAR08 6,8864 54,7792 SAR11 6,9704 54,7316 SAR12 7,0181 54,7253 SAR15 7,0795 54,6363 SAR16 7,1046 54,6175 SAR14 7,0933 54,7566 SAR13 7,0720 54,7654 SAR18 7,2124 54,7102 SAR17 7,1823 54,7102 SAR19 7,4055 54,7491 SAR20 7,4143 54,7642 SAR21 7,4368 54,6262 SAR22 7,4456 54,6350 SAR23 7,5008 54,6839 SAR24 7,5158 54,6827 SAR25 7,5773 54,6852 SAR26 7,5873 54,6789 SAR27 7,7290 54,7065 SAR28 7,7340 54,7065 SAR29 7,8205 54,7077 SAR30 7,8356 54,7115 SAR31 7,8857 54,9221 SAR33 7,6663 55,0087 SAR32 7,7027 54,9924 SAR35 7,3578 55,0638 SAR34 7,3792 55,0513 SAR36 7,2814 55,0826 SAR37 7,2600 55,0789 SGR01 7,5701 54,3035 SGR02 7,5730 54,3025 SAR38 6,9904 55,2607


61


Westlicher Bereich

Die AWZ der kontinentalen biogeografischen Region wurde in einen westlichen und einen östlichen Bereich unterteilt, welche ihren Übergang im Bereich der Darßer Schwelle hat. Im westlichen Bereich kommt der Lebensraumtyp Sandbänke mit einer ausgewiesenen Fläche im FFH-Gebiet Fehmarnbelt vor. Die nachfolgende Grafik und Tabelle zeigt eine Übersicht über die vorgeschlagenen Probenpositionen.

Abb. 12: Stationsübersicht Fehmarnbelt, LRT Sandbänke


62

Tab. 20: Fehmarnbelt, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Sandbänke.

Station E dez N dez

bekannte Stationen FB33 11,0437 54,5818

neue Stationen

FBS01 11,0152 54,5844 FBS02 11,0226 54,5808 FBS03 11,0308 54,5826 FBS04 11,0376 54,5802 FBS05 11,0462 54,5756 FBS06 11,0518 54,5780 FBS07 11,0598 54,5750 FBS08 11,0824 54,5760 FBS09 11,0866 54,5752


63

Der Lebensraumtyp Riffe ist im westlichen Bereich in den folgenden Gebieten ausgewiesen:

Abb. 13: Stationsübersicht westliche Ostsee, LRT Riffe.

Tab. 21: Westliche Ostsee, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Riffe

Station E dez N dez

neue Stationen WR01 10,2369 54,7176 WR02 10,2566 54,7068 WR03 10,2924 54,6782 WR04 10,2969 54,6739 WR05 10,417 54,583 WR06 10,4242 54,5724


64

Abb. 14: Stationsübersicht Fehmarnbelt, LRT Riffe

Tab. 22: Fehmarnbelt, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Riffe

Station E dez N dez

bekannte Stationen FBR01 10,9139 54,5656 FBR02 10,9484 54,5660 FBR03 10,9389 54,5839 FBR04 10,8858 54,5800 FBR05 10,8703 54,5619 FBR06 11,0108 54,6153 FBR07 11,0113 54,6281


65

Abb. 15: Stationsübersicht Kadetrinne, LRT Riffe

Tab. 23: Kadetrinne, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Riffe

Station E dez N dez

neue Stationen KR01 12,2168 54,4371 KR02 12,2114 54,4532 KR03 12,2186 54,4926 KR05 12,2723 54,5016 KR06 12,2867 54,5025 KR07 12,2921 54,5339 KR08 12,3001 54,5446 KR10 12,3431 54,5921 KR04 12,2365 54,5074 KR09 12,3349 54,5901


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Östlicher Bereich

Im östlichen Bereich der Ostsee sind ebenfalls beide Lebensraumtypen vertreten. Insgesamt finden sich hier zwei Vorkommen von Sandbänken. Die nachfolgenden Grafiken und Tabellen zeigen einen Überblick über die Stationen der Probenahme.

Abb. 16: Stationsübersicht Adlergrund, LRT Sandbänke

Tab. 24: Adlergrund, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Sandbänke

Station E dez N dez

bekannte Stationen AS10 14,3911 54,7265 AS08 14,3582 54,7109 AS07 14,3644 54,6825 AS06 14,3165 54,6914 AS05 14,3088 54,7193

neue Stationen

AS01 14,1455 54,7092 AS02 14,1832 54,7248 AS03 14,2319 54,7147 AS04 14,2732 54,7092


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Abb. 17: Stationsübersicht Pommersche Bucht mit Oderbank, LRT Sandbänke

Tab. 25: Pommersche Bucht mit Oderbank, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Sandbänke

Station E dez N dez

bekannte Stationen OBS10 14,3317 54,2983 OBS09 14,3717 54,3283 OBS07 14,4200 54,3600 OBS06 14,4633 54,3933 OBS04 14,5133 54,4300 OBS12 14,3067 54,4150 OBS11 14,2667 54,3150 OBS13 14,2800 54,4250 OBS15 14,2150 54,4000 OBS14 14,2500 54,4133 OBS05 14,4733 54,4367 OBS03 14,5467 54,4033 OBS01 14,4233 54,2383 OBS02 14,5217 54,3383 OBS08 14,3883 54,3683


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Der Lebensraumtyp Riffe ist in diesem Bereich viermal beschrieben. Die folgenden Darstellungen und Tabellen zeigen einen Überblick über die Gebiete und die Probenahmepositionen.

Abb. 18: Stationsübersicht Westl. Rönnebank und Adlergrund, LRT Riffe

Tab. 26: Westl. Rönnebank und Adlergrund, geografische Positionen der Probenahmestationen, LRT Riffe

Station E dez N dez

bekannte Stationen WRR01 14,0050 54,6771 WRR02 13,9848 54,7000 WRR04 14,0338 54,7228 WRR05 13,9884 54,7454 WRR03 13,9512 54,7016 AR05 14,3486 54,7618 AR03 14,2884 54,7646 AR04 14,3230 54,7872 AR02 14,2262 54,7920 AR01 14,2388 54,7544


69

Stationsübersicht

Die folgenden Tabellen enthalten eine Übersicht aller Stationen einer biogeografischen Region. Die zufällig ausgewählten Stationen, die zusätzlich auch jährlichen beprobt werden sollen, sind rot markiert.

Atlantische biogeografische Region

LRT Sandbänke

Station E dez N dez


neue Stationen

DS06 4,2694 55,4214 DS07 4,3708 55,4828 DS08 4,2628 55,5777 DS09 4,0993 55,5744 DS10 3,9063 55,5875 DS11 4,0175 55,6300 DS12 4,1091 55,6758 DS13 4,1884 55,7380 DS14 3,7640 55,6578 DS15 3,8834 55,7052

Station E dez N dez

bekannte Stationen 20 6,5167 53,8333 27 6,3500 53,8333 43 6,6333 53,8500 54 6,4667 53,8167 57 6,4000 53,8833 59 6,3500 53,9500 60 6,2833 53,9500 61 6,1833 53,9833 67 6,4667 53,9000 68 6,5500 53,9000


70

Station E dez N dez


neue Stationen

SAS06 7,9745 54,5584 SAS07 7,8699 54,5936 SAS08 7,8925 54,6295 SAS09 7,9294 54,6324 SAS10 7,8809 54,6566

LRT Riffe

Station E dez N dez

bekannte Stationen 46 6,6000 53,8333

neue Stationen BR02 6,6120 53,8340 BR03 6,4189 53,8014 BR04 6,4066 53,8068 BR05 6,4121 53,8272 BR06 6,4366 53,8381 BR07 6,3114 53,8912 BR08 6,2951 53,8898

Station E dez N dez

bekannte Stationen 524 7,9000 54,9167 529 7,0000 55,2500

neue Stationen

SAR01 6,7309 54,8971


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SAR02 6,7447 54,8908 SAR03 6,7710 54,8469 SAR04 6,7836 54,8181 SAR05 6,8375 54,8281 SAR06 6,8551 54,8231 SAR09 6,9040 54,8118 SAR10 6,9152 54,8080 SAR07 6,8701 54,7930 SAR08 6,8864 54,7792 SAR11 6,9704 54,7316 SAR12 7,0181 54,7253 SAR15 7,0795 54,6363 SAR16 7,1046 54,6175 SAR14 7,0933 54,7566 SAR13 7,0720 54,7654 SAR18 7,2124 54,7102 SAR17 7,1823 54,7102 SAR19 7,4055 54,7491 SAR20 7,4143 54,7642 SAR21 7,4368 54,6262 SAR22 7,4456 54,6350 SAR23 7,5008 54,6839 SAR24 7,5158 54,6827 SAR25 7,5773 54,6852 SAR26 7,5873 54,6789 SAR27 7,7290 54,7065 SAR28 7,7340 54,7065 SAR29 7,8205 54,7077 SAR30 7,8356 54,7115 SAR31 7,8857 54,9221 SAR33 7,6663 55,0087 SAR32 7,7027 54,9924 SAR35 7,3578 55,0638 SAR34 7,3792 55,0513 SAR36 7,2814 55,0826 SAR37 7,2600 55,0789 SGR01 7,5701 54,3035 SGR02 7,5730 54,3025 SAR38 6,9904 55,2607


72

Kontinentale biogeografische Region

LRT Sandbänke

Station E dez N dez

bekannte Stationen FB33 11,0437 54,5818

neue Stationen

FBS01 11,0152 54,5844 FBS02 11,0226 54,5808 FBS03 11,0308 54,5826 FBS04 11,0376 54,5802 FBS05 11,0462 54,5756 FBS06 11,0518 54,5780 FBS07 11,0598 54,5750 FBS08 11,0824 54,5760 FBS09 11,0866 54,5752

Station E dez N dez

bekannte Stationen AS10 14,3911 54,7265 AS09 14,4006 54,7030 AS08 14,3582 54,7109 AS07 14,3644 54,6825 AS06 14,3165 54,6914 AS05 14,3088 54,7193

neue Stationen

AS01 14,1455 54,7092 AS02 14,1832 54,7248 AS03 14,2319 54,7147 AS04 14,2732 54,7092

Station E dez N dez

bekannte Stationen OBS10 14,3317 54,2983 OBS09 14,3717 54,3283 OBS07 14,4200 54,3600


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OBS06 14,4633 54,3933 OBS04 14,5133 54,4300 OBS12 14,3067 54,4150 OBS11 14,2667 54,3150 OBS13 14,2800 54,4250 OBS15 14,2150 54,4000 OBS14 14,2500 54,4133 OBS05 14,4733 54,4367 OBS03 14,5467 54,4033 OBS01 14,4233 54,2383 OBS02 14,5217 54,3383 OBS08 14,3883 54,3683

LRT Riffe – westlicher Bereich

Station E dez N dez

neue Stationen WR01 10,2369 54,7176 WR02 10,2566 54,7068 WR03 10,2924 54,6782 WR04 10,2969 54,6739 WR05 10,4170 54,5850 WR06 10,4242 54,5724

Station E dez N dez

bekannte Stationen FBR01 10,9139 54,5656 FBR02 10,9484 54,5660 FBR03 10,9389 54,5839 FBR04 10,8858 54,5800 FBR05 10,8703 54,5619 FBR06 11,0108 54,6153 FBR07 11,0113 54,6281

LRT Riffe – Östlicher Bereich

Station E dez N dez

neue Stationen


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KR01 12,2168 54,4371 KR02 12,2114 54,4532 KR03 12,2186 54,4926 KR05 12,2723 54,5016 KR06 12,2867 54,5025 KR07 12,2921 54,5339 KR08 12,3001 54,5446 KR10 12,3431 54,5921 KR04 12,2365 54,5074 KR09 12,3349 54,5901

Station E dez N dez

bekannte Stationen WRR01 14,0050 54,6771 WRR02 13,9848 54,7000 WRR04 14,0338 54,7228 WRR05 13,9884 54,7454 WRR03 13,9512 54,7016 AR05 14,3486 54,7618 AR03 14,2884 54,7646 AR04 14,3230 54,7872 AR02 14,2262 54,7920 AR01 14,2388 54,7544


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Aufteilung der Untersuchungsflächen zwischen Bund und Ländern

Formal sind die deutschen Meeresgebiete in zwei Bereiche unterteilt. Die Küstengewässer (12 Seemeilen-Zone) fallen unter die Zuständigkeit der entsprechenden angrenzenden Bundesländer. Die AWZ wird durch den Bund der Länder verwaltet. Für ein zukünftiges Natura 2000-Monitoring ist ein Zusammenwirken von Bund und Ländern sinnvoll, da hierdurch Synergien genutzt und Kosten gesenkt werden können. Speziell bedeutet dies, dass die Länder ihre Probenahmnekampagnen auf angrenzende Gebiete in der AWZ ausdehnen könnten. Die folgende Übersichtskarte zeigt die aktuelle Verteilung der FFH-Gebiete in der Nord- und Ostsee.

Abb. 19: Aktuelle Lage der gemeldeten FFH-Gebiete in der deutschen Nord- und Ostsee. (Quelle: Bundesamt für Naturschutz (BfN), 2006).

Für den Bereich der Nordsee ist ersichtlich, dass in den Küstengewässern der Länder Schleswig-Holstein und Niedersachsen flächendeckend FFH-Gebiete ausgewiesen sind. Diese gehen entweder in Flächen der AWZ über (Bereich Sylter Außenriff) oder befinden sich in räumlicher Nähe zu diesen (Bereich Borkum-Riffgrund). Auf Grund dieser Tatsache erscheint eine kombinierte Probenamestrategie für diese Bereiche sinnvoll. Da das FFH-Gebiet Doggerbank keine direkte Angrenzung an den Küstenbereich aufweist, wird eine Beprobung durch den Bund vorgeschlagen.

Im Bereich der schleswig-holsteinischen Ostseeküste befinden sich die Untersuchungs-gebiete der AWZ in geringer Entfernung zu den küstennahen FFH-Flächen. Im Seegebiet Fehmarnbelt gehen sie direkt ineinander über. Deshalb wird eine kombinierte Probenahme der Flächen durch das Bundesland Schleswig-Holstein empfohlen. Im Bereich des Bundeslandes Mecklenburg-Vorpommern weisen die Untersuchungsgebiete der AWZ durchgehend einen größeren Abstand von denen der Küstengewässer auf. Im Gebiet des Darß erscheint eine kombinierte Probenahme der küstennahen Gebiete mit dem FFH-Gebiet Kadetrinne sinnvoll, da hier der Abstand zwischen den küstennahen und den in der AWZ liegenden Flächen vergleichsweise gering ist. Die Untersuchung der AWZ FFH-Gebiete Adlergrund, Westliche Rönnebank und Pommersche Bucht mit Oderbank sollte durch den Bund vorgenommen werden.


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Tab. 27: Übersicht der vorgeschlagenen Aufteilung des Untersuchungsaufwandes zwischen Bund und Ländern.

Nordsee Beprobung durch

Sylter Außenriff Schleswig-Holstein

Borkum-Riffgrund Niedersachsen

Doggerbank Bund der Länder

Ostsee Beprobung durch

Westliche Ostsee Schleswig-Holstein

Fehmarnbelt Schleswig-Holstein

Kadetrinne Mecklenburg-Vorpommern

Adlergrund Bund der Länder

Westliche Rönnebank Bund der Länder

Pommersche Bucht Bund der Länder

5.6 Qualitätssicherung

Für das Bund/Länder-Messprogramm in Nord- und Ostsee (BLMP+), wie auch für internationalen Monitoringprogramme zur Überwachung der Belastungssituation der Meeresumwelt, werden in großem Umfang Umweltdaten erhoben. Um qualitativ hochwertige und vergleichbare Daten zu erhalten, sind verschiedene Maßnahmen zur Qualitätssicherung erforderlich. Diese werden durch die Arbeitsgruppe „Qualitätssicherung“ des BLMP festgelegt. Sie umfassen die:

● Durchführung von Ringversuchen und Workshops zu ausgesuchten Umweltkomponenten

● Festlegung von Artenlisten

● Standardarbeitsanweisungen und

● Methodendokumentationen

Eine Teilnahme an den entsprechenden Veranstaltungen, die strikte Einhaltung der gebotenen Arbeitstandards bei der Entnahme und Bearbeitung der Proben sowie bei der Analyse der Ergebnisse sind zwingend erforderlich, um einen optimalen Qualitätsstandard zu erreichen.

Schutzgut Fische Natura 2000 Monitoring AWZ

77

6 Schutzgut Fische

Von den in der FFH-Richtlinie 92/43/EWG aufgeführten Meeresfischen (Tab. 29), die Schutzgut von gemeinschaftlichem Interesse sind und für deren Erhalt besondere Schutzgebiete ausgewiesen werden müssen (FFH-RL Anhang II) sowie die streng zu schützenden Tierarten (Anhang IV) und diejenigen, deren Entnahme aus der Natur und Nutzung Gegenstand von Verwaltungsmaßnahmen sein können (Anhang V), sind die folgenden Arten relevant für ein Monitoring in Nordsee und Ostsee:

Flussneunauge (Lampetra fluviatilis – Code 1099)

Meerneunauge (Petromyzon marinus – Code 1095)

Alse (Maifisch) (Alosa alosa – Code 1102)

Finte (Alosa fallax – Code 1103)

Nordseeschnäpel (Coregonus oxyrhynchus – Code 1113)

Stör (Acipenser sturio – Code 1101)

Die ebenfalls in der FFH-Richtlinie aufgelisteten Fischarten Lachs (Salmo salar – Code 1106), Groppe (Cottus gobio – Code 1163) und Rapfen (Aspius aspius – Code 1130) sind Süßwasserfische. Für den Lachs liegen bislang keine aktuellen Kenntnisse über die Verbreitung im marinen Bereich vor, weshalb Schutzgebiete für den Erhalt dieser Art im limnischen Bereich auszuweisen sind. Auch Rapfen und Groppe sind für ein Monitoring in marinen Gewässern nicht relevant. In Tabelle 20 wird dargestellt, wie die marinen Arten in die verschiedenen Anhänge der FFH-RL eingeordnet sind.

Tab. 28: Einordnung der Arten bzw. Taxa in die Anhänge der FFH-Richtlinie

Anhang II Anhang IV Anhang V

Lampetra fluviatilis X X

Petromyzon marinus X

Acipenser sturio* X X

Acipenser oxyrinchus* X X

Acipenseridae X (außer Anhang IV-Arten)

Coregonus oxyrhynchus*

X (in best. Gebieten d. Nordsee)

X (in best. Gebieten d. Nordsee)

Coregonus ssp. X (außer C. oxyrhynchus)

Alosa ssp. X X

Salmo salar X X

Cottus gobio X

Aspius aspius X X

*prioritäre Art


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Bemerkung zu Acipenser sturio (1101): Zum Zeitpunkt der Aufstellung der Anhänge der FFH-Richtlinie wurde vom Vorkommen von A. sturio in der Ostsee ausgegangen. Nach aktueller wissenschaftlicher Kenntnis handelt es sich jedoch um A. oxyrinchus. Somit ist unter A. sturio im Sinne der Anhänge II und IV auch A. oxyrinchus zu verstehen. Eine Entscheidung der EU-Kommission und eine formale Aufnahme in die Anhänge der Richtlinie stehen noch aus (Gessner 2004).

Bermerkung zu Coregonus oxyrhynchus (1113): Die aktuell gültige Nomenklatur (www.fishbase.org, Version 04/2007) dieser Art lautet C. oxyrinchus (Linnaeus, 1758). In den Anhängen der FFH-Richtlinie wird diese Art als C. oxyrhynchus geführt (Petersen et al. 2004), weshalb diese Bezeichnung für diesen Bericht übernommen wird.

Aus fachlichen Gründen werden bei nachfolgenden Betrachtungen der oben genannten FFH-Arten Nord- und Ostsee getrennt behandelt. Damit wird den unterschiedlichen Gegebenheiten dieser beiden Nebenmeere Rechnung getragen, die sich in ihrer Geomorphologie und Hydrografie sowie in den ozeanografischen und ökologischen Verhältnissen erheblich voneinander unterscheiden. Darüber hinaus sind sie im Natura 2000-Netzwerk unterschiedlichen biogeografischen Regionen zugeordnet: Die Nordsee gehört demnach zur atlantischen, die Ostsee zur kontinentalen Region.

Aufgrund ihrer Artverwandtschaft und den darauf beruhenden Gemeinsamkeiten in Lebensweise, Verbreitung und Habitatanspruch werden Meerneunauge und Flussneunauge sowie Alse und Finte jeweils gemeinsam betrachtet.


Europäischer Stör (Acipenser sturio), Amerikanischer Stör (Acipenser oxyrinchus)

Der Stör war bis zur Mitte des 19. Jahrhunderts eine an allen europäischen Küsten verbreitete Fischart. Die bis zu sechs Meter langen und 400 Kilogramm schweren Fische wandern im Frühsommer (Juni-Juli) zum Laichen in die Flüsse ein. Nach dem Laichgeschehen wandern die Adulten wieder ins Meer zurück, wohingegen die Juvenilen im Durchschnitt ein bis zwei Jahre im Süßwasser verbringen. Anschließend ziehen die Jungfische in die marinen Gewässer, wo sie sich bis zu ihrer Geschlechtsreife aufhalten.

Der Europäische Stör (Acipenser sturio) ist lt. Rote Liste in Deutschland ausgestorben oder verschollen (Fricke et al. 1995). Die letzte verbleibende Population Deutschlands hielt sich in der Eider bis in die 60er Jahre des 20. Jahrhunderts (Kirschbaum & Gessner 2000). Aktuelle Nachweise gibt es nur vereinzelt, zum Beispiel in der Nordsee vor Helgoland (Petersen et al. 2004). Ein fortpflanzungsfähiger Restbestand dieser Art existiert noch im Bereich der Gironde an der französischen Atlantikküste. Aktuelle Untersuchungsergebnisse (Ludwig et al. 2002) belegten die Existenz einer weiteren Störart in der Ostsee, dem ursprünglich aus Nordamerika stammenden Atlantischen Stör (A. oxyrinchus). Diese Störart war in den letzten Jahrhunderten in der Ostsee heimisch und hat den Europäischen Stör A. stuio dort verdrängt. Nachdem die Fänge des Amerikanischen Störs seit Ende des 19. Jahrhunderts in der Ostsee stark zurück gingen (Kloppmann et al. 2003a), war auch diese Störart in Deutschland extrem selten anzutreffen und konnte im Ostseeraum nur durch Einzelfänge belegt werden.

Im Rahmen von Wiedereinbürgerungsnmaßnahmen ist der Wiederaufbau von sich natürlich reproduzierenden Beständen in deutschen Gewässern geplant (Gessner et al. 2005). Aufgrund der oben genannten Ergebnisse von Ludwig et al. (2002) wurde das Wiedereinbürgerungsprogramm den historischen Verbreitungsgebieten der zwei Störarten

http://www.fishbase.org


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angepasst und die Auswilderung des Amerikanischen Störs ausschließlich für den Ostseeraum und die des Europäischen Störs für das Nordseeeinzugsgebiet beschlossen. Für die Besatzmaßnahmen im Ostseeeinzugsgebiet werden die stabilen Bestände von A. oxyrinchus an der kanadischen und nordostamerikanischen Küste genutzt. Der Aufbau des Elterntierbestandes von A. sturio wird vornehmlich im Rahmen einer ex-situ Maßnahme unter kontrollierten Bedingungen bei der Cemagref (Centre national du Machinisme Agricole, du Génie Rural, des Eaux et Forês) in Bordeaux und am Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei (IGB) in Berlin durchgeführt.

Das deutsche Ostseegebiet ist als wichtiges Nahrungsareal der Störpopulation anzusehen (Petersen et al. 2004). Mittels der historischen Störfunde (A. oxyrinchus), die im Zuge des F+E-Vorhabens von Thiel & Winkler (2005/2006) zusammengetragen wurden, ist innerhalb der deutschen AWZ der Ostsee das FFH-Gebiet Pommersche Bucht mit Oderbank sowie im Küstenraum die FFH-Gebiete im Greifswalder Bodden und im Oderästuar potenziell als Nahrungsareal hervorzuheben. Nach einer erfolgreichen Wiedereinbürgerung des Amerikanischen Störs im Ostseeraum könnte somit die Region Pommersche Bucht mit Oderbank zu einem Hauptverbreitungsgebiet dieser Störart innerhalb der deutschen AWZ der Ostsee werden.

Laut Untersuchungen von Thiel & Winkler (2005, 2006) gibt es sowohl historische als auch aktuelle Nachweise des Amerikanischen Störs in der Ostsee. Die häufigsten Funde lassen sich auf das 19. und 20. Jahrhundert datieren und stammen vor allem aus der Pommerschen Bucht, dem Greifswalder Bodden und dem Stettiner Haff mit angrenzenden Gewässern. Weitere Belege stammen aus den Küstengewässern Polens, der Inseln Usedom und Wollin, aus der Danziger Bucht und Weichselmündung (Polen) sowie aus der Frischen Nehrung, dem Frischen Haff (Polen, Russland), dem Kurischen Haff und der Kurischen Nehrung (Russland, Litauen). Nur wenige Störe wurden vor der Ostküste Dänemarks und Schwedens sowie im Skagerrak (Küstengewässer Schwedens) registriert.

Schnäpel (Coregonus oxyrhynchus und Coregonus maraena)

Nach derzeitigem Wissensstand gilt die Art Coregonus oxyrhynchus als ausgestorben und kam nur im Einzugsgebiet des Rheins, der Maas und der Schelde vor (Freyhof & Schöter, 2005, Schitter 2006). Die Systematik der Gattung Coregonus wird aktuell kontrovers diskutiert (Steinmann 2006). Nach Aussage verschiedener Autoren (Grøn 1987, de Groot 1990a, 1990b, Scheffel 1994, 1999 et al., Borcherding 2001) ist der exakte taxonomische Status des Nordseeschnäpels bislang unsicher und es ist heute nicht geklärt, ob es sich dabei um eine Art, Unterart, Form, Rasse oder lokale Population handelt (Schöter 2002). Die Taxonomie der in Fließgewässern nachgewiesenen Coregonen, die häufig als Nordseeschnäpel identifiziert werden, ist demnach unklar (Petersen et al. 2004). Ursprünglich bestand die Annahme einer Restpopulation des Nordseeschnäpels im Bereich der Vidå im südlichen Dänemark (Neumann 2002, Schöter 2002, Jäger 2003, Petersen et al. 2004). Aufgrund der genannten Ergebnisse ist auch die Taxonomie dieser Populatuion unsicher. Gesichert nachgewiesen wurde Coregonus oxyrhynchus laut Freyhof & Schöter (2005) zuletzt 1940 im Rhein.

Nach der taxonomischen Revision der Schnäpelarten handelt es sich bei den heute in Nord- und Ostsee vorkommenden Schnäpeln um die Art C. maraena, die im Sinne des Anhangs II der FFH-RL C. oxyrhynchus ersetzt.

Schnäpel sind Bewohner der Küstengebiete von Nord- und Ostsee. Als anadrome Wanderfische halten sie sich bevorzugt in Flussmündungsbereichen auf. Das Wattenmeer an der Nordseeküste sowie die Gewässer östlich der Insel Rügen, vor allem die südwestliche Pommersche Bucht, der Greifswalder Bodden und das Stettiner Haff müssen als


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Verbreitungsschwerpunkte von C. maraena angesehen werden. Verlässliche Bestandsangaben oder sogar Trendbeschreibungen sind aufgrund des geringen Vorkommens für diese Art nicht möglich.

-Ostsee

Aktuelle Untersuchungen in der Ostsee von Thiel & Winkler (2005, 2006) konnten insgesamt 149 Schnäpel (C. maraena) an 16 Fundorten nachweisen. Die höchste Individuenzahl ist für das Jahr 2004 aus dem Kurischen Haff (101 Individuen) bekannt. Andere Fundorte waren der Peenestrom (11 Ind.), die Küstengewässer vor Usedom (30 Ind.), das Stettiner Haff (1 Ind.), der Strelasund (1 Ind.), der Leba-See an der polnischen Küste (3 Ind.), die dänische Südküste bei Susaen (1 Ind.) und die schwedische Südküste bei Nymolla (1 Ind). FFH-Gebiete in der deutschen AWZ sind demnach für die Art nicht relevant, umso mehr aber die FFH-Gebiete im Greifswalder Bodden und Oderästuar mit den FFH-Lebensraumtypen Meeresbucht (Code 1160) und Ästuar (Code 1130).

Aufgrund laufender Wiedereinbürgerungsprogramme ist zu vermuten, dass es sich bei den oben genannten aktuellen Schnäpelfunden, um Wiederfänge aus Besatzmaßnahmen handelt. So wurden allein im Rahmen eines Besatzprogrammes des Rostocker Vereins „Fisch und Umwelt“ (seit 1992) bei Rankwitz 4,5 Millionen Schnäpellarven und 1,7 Millionen bereits voll entwickelte Jungfische im Peenestrom ausgesetzt. Des Weiteren wird laut einem Artikel der Kieler Nachrichten (06.12.06) in Schleswig-Holstein in Abstimmung mit dem Amt für Ländliche Räume (ALR) ein Besatzprogramm des Neustädter Fischeramtes zur Wiederansiedlung von Schnäpeln in der Ostsee umgesetzt.

-Nordsee

Von der Nordsee sind aus wissenschaftlicher Sicht keine aktuellen Nachweise von C. maraena aus sich selbst erhaltenden Beständen bekannt. Meldungen in Eider, Treene, Elbe sowie dem angrenzenden Wattenmeer stammen vermutlich aus Besatzmaßnahmen, die zur Wiedereinbürgerung des Nordseeschnäpels durchgeführt wurden. Im Jahr 1981 startete das „Danish Institute for Fisheries, Technology and Aquaculture“ ein Programm zum Erhalt und Schutz des Nordseeschnäpels (Schöter 2002). Seit 1987 werden auch deutsche, in die Nordsee entwässernde Flüsse und Flußsysteme, wie die Treene (Eidereinzug, Schleswig-Holstein, seit 1987), die Wilsterau (SH, seit 1993), die Elbe (Niedersachsen, seit 1997) und der Niederrhein (Nordrhein-Westfalen, seit 1992) mit Nachkommen aus dem Vidå-Gebiet besetzt (Jäger 2003, Neumann 2002, Schöter 2002). Erste Wiederfänge wurden 1989 in der Treene sowie 1999 in der Elbe registriert (Jäger 2003, Schöter 2002). Desweiteren meldete die ARGE Elbe (2002) Schnäpelfunde in der gesamten Tideelbe.

Laut Schöter (2002) haben Besatzmaßnahmen mit Fischen aus allochthonen Populationen zum Verschwinden von Populationen bzw. Arten der Gattung Coregonus geführt, weshalb im Rahmen der erwähnten Wiedereinbürgerungsprogramme eine Klärung der Systematik dieser Gattung unumgänglich ist.

Flussneunauge (Lampetra fluviatilis), Meerneunauge (Petromyzon marinus)

Beide Arten sind anadrome Wanderfische, die zum Laichen in die Oberläufe der Flüsse aufsteigen. Geeignete Laichplätze sind kleine Nebenflüsse oder Bäche mit kiesigem Untergrund. Gleichzeitig müssen in unmittelbarer Nähe strömungsberuhigte, schlickige Bereiche vorhanden sein, wo die Neunaugen-Larven drei bis fünf Jahre im Boden leben. Nach der Metamorphose wandern die jungen Neunaugen flussabwärts. Flussneunaugen halten sich dann bevorzugt in Küstennähe auf, während die größeren Meerneunaugen auch küstenfern anzutreffen sind. Während die Flussneunaugen nur ein Jahr im marinen Bereich zubringen, leben die Meerneunaugen drei bis vier Jahre im Meer. Die Laichwanderung der Meerneunaugen beginnt im Frühjahr, die der Flussneunaugen dagegen im Herbst. Nach dem Ablaichen sterben die Neunaugen.


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Kenntnisse über Lebensweise, Vorkommen und Verbreitung der Neunaugen existieren vor allem aus dem Süßwasserbereich. In ihren Laichgewässern lassen sie sich durch Elektrobefischung gut nachweisen. In den Fischartenkatastern diverser Bundesländer existieren Nachweise über Laichplätze von Flussneunaugen, seltener von Meerneunaugen. Über Vorkommen und Verteilung der beiden Arten im Meer ist nur wenig bekannt. In der AWZ von Nord- und Ostsee werden Flussneunaugen regelmäßig, aber nur in geringer Zahl und Meerneunaugen selten angetroffen.

In der Roten Liste werden beide Neunaugenarten als stark gefährdet aufgeführt (Fricke et al. 1995).

- Nordsee

Seit Mitte der 1990er Jahre traten mehr als 100 Individuen bei den verschiedenen Surveys der BFA-Fi in den Fängen auf, die aber nicht nach Arten getrennt wurden. Eine Bestandsentwicklung oder Verbreitungsschwerpunkte in der AWZ lassen sich mit den vorhandenen Daten nicht angeben (Kloppmann et al. 2003). Die überwiegende Anzahl historischer und aktueller Neunaugennachweise kommt aus den Flussmündungsbereichen sowie aus den Küstengewässern. Nachweise stammen vor allem aus den Ästuaren von Elbe (ARGE-Elbe), Weser und Ems (Hagena 2006). Dabei sind Flussneunaugen generell deutlich häufiger als Meerneunaugen. Letztere werden nur gelegentlich als Einzelexemplare gefangen. Fangmeldungen aus der Meldorfer Bucht (Abb. 20) sowie Untersuchungen im Ems-Dollart-Gebiet (Kleef & Jager 2002) lassen darauf schließen, dass Flussneunaugen in den letzten Jahren in ihrem Bestand zugenommen haben. Unterstützt werden diese Beobachtungen durch die Monitoring-Ergebnisse der Bundesforschungsanstalt für Fischerei, die eine Zunahme der Flussneunaugen im Küstenbereich und in der inneren Deutschen Bucht belegen (Neudecker & Damm 2005). Die Fangergebnisse aus dem schleswig-holsteinischen Fischmonitoring bestätigen das regelmäßige Auftreten dieser Art, zeigen aber keinen Trend an (Vorberg et al. 2005).

Abb. 20: Abundanz von Flussneunaugen in der Meldorfer Bucht (Ergebnisse aus dem Fisch-Monitoring Schleswig-Holstein, Vorberg 2006)

Flussneunauge

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- Ostsee

Nach Vladykov (1984) und Hardisty (1986a, b) sind Neunaugen in der gesamten Ostsee, laut Muss & Nielsen (1998) aber nur bis zu den Alandinseln verbreitet. Das Flussneunauge scheint allerdings den äußeren Ästuarbereich und die angrenzenden küstennahen Bereiche des Meeres kaum zu verlassen (Hardisty 1986b).

Historische Nachweise des Meerneunauges stammen aus den Ostseegewässern Dänemarks, Deutschlands, Südschwedens und Russlands (Frisches Haff), wobei die überwiegende Anzahl in den Küstengewässern erfasst wurde (Thiel & Winkler 2005, 2006). Seit 2000 wurden in den Küstengewässern der deutschen Ostsee nur vereinzelt Meerneunaugen gefangen. Im Süßwasser sind sie in der kontinentalen Region im Odereinzug zu finden (Schnitter et al. 2006). In der Datenbank Natura 2000 des Bundesamtes für Naturschutz (Dezember 2004) liegen derzeit sowohl für die AWZ als auch für die 12 sm-Zone der deutschen Ostsee keine Bestandszahlen für das Meerneunauge vor.

Historische Nachweise des Flussneunauges aus dem Ostseegebiet konnten mit Hilfe der Analyse von musealen Sammlungen und Datenbanken sowie der Auswertung wissenschaftlicher Publikationen, Fangstatistiken und Forschungsberichten erbracht werden (Thiel & Winkler 2005, 2006). Der älteste Fund stammt aus dem Stettiner Haff und geht auf das Jahr 1649 zurück. Die übrigen Belege stammen vor allem aus dem 19. und 20. Jahrhundert, wobei sich das Vorkommen des Flussneunauges überwiegend auf die Küstengewässer konzentrierte. Die größte Anzahl der hier erbrachten Nachweise rekrutierte aus deutschen Ostseegewässern westlich der Insel Hiddensee sowie den Gewässern um Rügen und der Pommerschen Bucht. In den angrenzenden Gewässern Kattegat, Stettiner Haff, Danziger Bucht und den Küstengewässern der schwedischen Ostküste konnte das Flussneunauge nur vereinzelt registriert werden. In den deutschen Ostseegewässern wurden in den Jahren 2003 und 2004 Nachweise von insgesamt 101 Individuen für folgende Gebiete registriert (Thiel & Winkler 2005, 2006):

- nordwestlicher Adlergrund - Warnow- und Recknitzsystem - Küstengewässer vor Usedom - Krumminer Wiek - Stettiner Haff

Die höchsten Individuenzahlen traten in der Krumminer Wiek und dem Stettiner Haff auf.

Wegen der mangelnden Kenntnisse über die Lebensweise und der geringen Anzahl der Neunaugen in der Ostsee lassen sich für Meer- und Flussneunaugen keine Verbreitungsschwerpunkte ausmachen (Kloppmann et al. 2003).

Alse (Alosa alosa), Finte (Alosa fallax)

Alse und Finte gehören zur Familie der Heringsfische (Clupeidae). Sie sind pelagische Schwarmfische, die im Frühjahr (Mai – Juni) zum Laichen vom Meer in die Flüsse ziehen. Im Gegensatz zur Finte, die im oberen Teil der Flüsse ihre Laichplätze hat, wandert die Alse mehrere hundert Kilometer flussaufwärts. Aufgrund ihrer anadromen Lebensweise sind Alse und Finte sowohl in marinen als auch in limnischen Gewässern verbreitet. Im marinen Bereich leben beide Arten vor allem in den Küstengewässern.

Neben ihrer sehr ähnlichen Lebensweise sehen Alsen und Finten auch zum Verwechseln gleich aus. Eine sichere Unterscheidung der beiden Arten ist nur anhand der Zahl der Kiemenreusendornen auf dem ersten Kiemenbogen möglich: Die Alse besitzt deutlich mehr Reusendornen (90 bis 120) als die Finte (40 bis 60). Zu Unsicherheiten bei der


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Artbestimmung trägt auch der hohe Hybridisierungsgrad beider Arten bei, der in holländischen Gewässern 70% erreichen kann (Nijssen & de Groot 1987).

Bis Ende des 19. Jahrhunderts waren "Maifische" von großer Bedeutung für die Flussfischerei in Deutschland. Der Trivialname, der nach dem zeitlichen Auftreten von Alse und Finte in ihren Laichgewässern vergeben wurde, lässt keine Unterscheidung der beiden Arten zu. Historische Berichte über das häufige Auftreten von Maifischen, z. B. in Rhein und Elbe, müssen aufgrund der schwierigen Artbestimmung kritisch bewertet werden.

- Nordsee

Seit Ende des 19. Jahrhunderts ist der Bestand der Alse stark zurückgegangen. In der Roten Liste wird die Art heute als vom Aussterben bedroht geführt (Fricke et al. 1995). Aktuelle Nachweise gibt es nur als Einzelfänge aus der Deutschen Bucht (Neudecker & Damm 2005) und dem Wattenmeer (Vorberg 1998) sowie aus Ems (Gaumert 1981), Leine (Krüger 2004) und Elbe (Fischwirtschaftsmeister Rübcke, persönliche Mitteilung).

Im Gegensatz zur Alse ist die Finte wesentlich häufiger und im Küstengebiet in manchen Jahren sogar zahlreich anzutreffen. Untersuchungen im schleswig-holsteinischen Wattenmeer zeigen, dass Finten regelmäßig und wie 2003 sogar in höherer Abundanz vorkommen als z. B. Sprotte oder Stint (Vorberg et al. 2005). Auch im Demersal Young Fish Survey (DYFS), der von der Bundesforschungsanstalt für Fischerei jährlich durchgeführt wird, tauchen Finten in den letzten Jahren vermehrt in den Baumkurrenfängen auf (Neudecker & Damm 2005).

Abb. 21: Abundanz von Finten in der Meldorfer Bucht (Ergebnisse aus dem Fisch-Monitoring Schleswig-Holstein, Vorberg 2006)

- Ostsee

In der Ostsee war die Alse damals wie heute nur selten anzutreffen (Mohr 1941, Quignard & Douchement 1991a, Fricke 2000, Schnitter et al. 2006). In der aktuellen Roten Liste gefährdeter Tiere Deutschlands (Fricke et al. 1998) wird die Art als vom Aussterben bedroht eingestuft. Untersuchungen von Thiel & Winkler (2005, 2006) lieferten historische Nachweise


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(20. Jahrhundert) vom Skagerrak bis hin zur schwedischen Ostküste. Im Osten soll die Alse bis nach Litauen verbreitet gewesen sein (Quignard & Douchement 1991a). In den deutschen Ostseegebieten wurden Belege der Alse bei Lauterbach und aus dem Stettiner Haff (Ückermünde) erbracht. Da jedoch keine Originalbelege existieren, kann eine Verwechslung mit der Finte nicht ausgeschlossen werden. Der einzige sichere Nachweis einer Alse aus den deutschen Ostseegebieten stammt 1998 aus dem Strelasund (Winkler et al. 2002, Thiel & Winkler 2005, 2006). Das Belegexemplar befindet sich in der Sammlung des Deutschen Meeresmuseums.

Die Finte ist der gesamten Ostsee verbreitet (Saemundsson 1949, Kartas 1981, Whitehead 1984, Taverny 1991, Sabatié 1993, Muus & Nielsen 1998). Nach Winkler et al. (2000) kommt sie vor Dänemark, Polen und Litauen häufiger, vor Russland, Finnland, Lettland und Deutschland jedoch nur vereinzelt vor. Im deutschen Ostseeraum konnte die Finte bis 1959 in den Küstengewässern vor Schleswig bis zur Pommerschen Bucht sowie in der AWZ im heutigen FFH-Gebiet „Pommersche Bucht & Oderbank“ registriert werden. Für den Zeitraum 1960 bis 1999 existieren Nachweise für die Mecklenburger Bucht, den Strelasund und Greifswalder Bodden sowie für angrenzende Meeresgebiete vor Schweden, Dänemark und im Kurischen Haff. Aktuelle Fänge im deutschen Meeresgebiet wurden nordöstlich von Rügen, im FFH-Gebiet „Pommersche Bucht & Oderbank“ sowie im Stettiner Haff, Peenestrom und Achterwasser registriert. Obwohl seit 2003 im Oderhaffgebiet laichreife Individuen auftreten (Thiel, mdl. Mittlg.), ist im Bereich der deutschen Ostseeküste die Existenz von Laichpopulationen zurzeit unklar (Schnitter et al. 2006). Nach dem Rückgang des Fintenbestandes in der Ostsee in den 50er Jahren (Thiel et al. 2004), zeigt der Bestand seit Mitte der 90er Jahre vor Polen und Litauen (e.g. Wilkońska & Garbacik-Wesolowska 1996, Więcaszek & Krzykawski 1999, Hesse 2000, Skóra 2003, Zolubas & Surunas 2001) und seit dem Jahr 2000 in der Pommerschen Bucht ansteigende Tendenz (Thiel et al. 2004).


Im Zusammenhang mit der Planung von Offshore-Windenergieanlagen wurde eine Probenahmestrategie entwickelt, mit deren Hilfe die Auswirkungen auf die Meeresumwelt während der Bau- und Betriebsphase erfasst werden sollen (Böttcher et al. 2001, 2003). Das dafür entwickelte Standarduntersuchungskonzept sieht für die Überwachung des Schutzgutes Fische umfassende Untersuchungen mit dem Windparktrawl (Gerätestandard/Ostsee), ein auf demersale Fischarten ausgerichtetes Fanggerät, vor.

Das Bundesamt für Naturschutz hat in den vergangenen Jahren zwei Untersuchungen in Auftrag gegeben, die sich mit der "Erfassung von FFH-Anhang II-Fischarten in der deutschen AWZ von Nord- und Ostsee" beschäftigt haben (Kloppmann et al. 2003; Thiel & Winkler 2005, 2006). Daneben gibt es eine Reihe anderer, bereits angewandter Monitoringkonzepte, die sich in der deutschen AWZ von Nord- und Ostsee mit den in Frage stehenden FFH-Anhangsarten beschäftigen.

F+E- Vorhaben 1 (Kloppmann et al. 2003):

Im Rahmen eines F+E-Vorhabens des Bundesamtes für Naturschutz (BfN) wurde die Bundesforschungsanstalt für Fischerei (BFA-Fi) beauftragt, in der deutschen AWZ der Nord- und Ostssee Verbreitungsschwerpunkte der marinen FFH-Anhang II-Fischarten zu identifizieren. In diesem Zusammenhang wurde von Kloppmann et al. (2003) sowohl eine Auswertung des Datenfundus der BFA-Fi als auch eigene Untersuchungen durchgeführt.


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- Nordsee

Die Untersuchungen zum Vorkommen von FFH-Anhang II-Fischarten in der Nordsee berücksichtigen Fischereidaten aus den deutschen Hoheitsgewässern und der deutschen AWZ seit 1981. Insgesamt wurden 3629 Fischereihols analysiert (Tab. 29). Stör, Schnäpel und Alse konnten dabei nicht nachgewiesen werden.

Insgesamt wurden 6053 Finten gefangen. Nahe den Mündungsgebieten der großen Flüsse Ems, Weser und Elbe wurden insbesondere im 1. und 4. Quartal des Jahres Verbreitungsschwerpunkte der Finte festgestellt. Im 4. Quartal waren junge Finten der Altersgruppe 0 in den Mündungsbereichen der Flüsse am häufigsten, was mit dem Abstieg der jungen Finten zu dieser Jahreszeit aus den Laichgebieten der Flüsse erklärt werden kann (Mohr 1941, Quignard & Doucement 1991b). Mit Hilfe einer geostatistischen Analyse der BFA-Fi-Daten können Verteilung und Vorkommen der Finten bildhaft dargestellt werden (Stelzenmüller & Zauke 2003). Die Ausbildung räumlicher Strukturen deutet darauf hin, dass die Finten Aggregationen bilden, die nicht ausschließlich auf den Küstenbereich beschränkt sind (Abb. 22).

Abb. 22: Wahrscheinlichkeit, im Untersuchungsgebiet mindestens eine Finte im Fang zu haben (aus: Stelzenmüller & Zauke 2003)

Die Untersuchungen von Kloppmann et al. (2003) brachten Nachweise von 178 Neunaugen. Mehr als 80% der Tiere wurde erst ab Mitte der 90er Jahre gefangen - überwiegend (155 Tiere) im 4. Quartal. Im Vergleich zu den Küstengewässern gingen im küstenfernen Bereich nur wenige Individuen ins Netz. Eine Bestimmung der Neunaugen auf Artniveau erfolgte nicht.

Der Fischereiaufwand, der dieser Untersuchung zugrunde liegt, ist hinsichtlich der (jahres-) zeitlichen und räumlichen Abdeckung bei der Beprobung der deutschen AWZ in der Nordsee ausgesprochen heterogen. Während das Gebiet im 1. Quartal eines jeden Jahres repräsentativ erfasst wird, wurden im 2. und 3. Quartal die küstennahen Bereiche und im 4. Quartal der Bereich Doggerbank nahezu ausgespart (Abb. 23). Darüber hinaus wurden im


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Frühjahr deutlich weniger Untersuchungsstationen angelaufen als zu den übrigen Jahreszeiten.

Den Ergebnissen aus der Untersuchung von Kloppmann et al. (2003) liegen für die Nordsee Daten zugrunde, die fast ausschließlich aus Bodenschleppnetzfängen stammen (Tab. 29). Lediglich 2% aller Hols wurden mit pelagischem Fanggerät durchgeführt. Aufgrund der geringen Fangeffizienz der Bodenschleppnetze für pelagische Fischarten, sind die Daten und Aussagen für Finte, Schnäpel und u. U. auch für Neunaugen kritisch zu bewerten

Abb. 23: Positionen aller Hols, die für die Untersuchung zu Vorkommen und Verbreitung der FFH Arten in der Nordsee ausgewertet wurden (oben links: 1. Quartal, oben rechts: 2. Quartal, unten links: 3. Quartal, unten rechts 4. Quartal)


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Tab. 29.: Der Fangaufwand für die Bearbeitung der FFH-Anhang II-Fischarten in der Nordsee. Dargestellt ist die Anzahl der Fischereihols pro Fanggerät vom 1. bis zum 4. Quartal (seit 1981), die von Kloppmann et al. (2003) ausgewertet wurden.

- Ostsee

Zur Erfassung der FFH-Anhang II-Fischarten in der deutschen Ostsee wurden Daten des Instituts für Ostseefischerei in Rostock (IOR) ausgewertet, die seit November 1990 für die deutschen Hoheitsgewässer und die deutsche AWZ vorliegen. Insgesamt wurden 2.979 Hols, davon 1.579 Bodentrawls, 1.149 pelagische Hols (einschließlich pelagische Fänge zur Validierung von Hydroakustik-Surveys) und 203 Hols mit dem Aalnetz in der Odermündung analysiert. In der Ostsee waren die Hols relativ gleichmäßig über die beiden Quartale 1 und 4 verteilt. Nur wenige Hols stammten aus dem Frühjahr. Die Untersuchungen konzentrierten sich auf zwei Hauptgebiete im Bereich der Lübecker Bucht und der Arkona See (Abb. 24). Aus anderen Seegebieten lagen Daten nur lückenhaft vor.

Nachweise von Stör, Schnäpel und Alse gab es nicht, die Finte konnte in der deutschen AWZ der Ostsee zwei Mal nachgewiesen werden. Weitere Finten (insgesamt acht Individuen) wurden bei weiter nordöstlich und östlich durchgeführten Hols außerhalb der deutschen AWZ im Bereich der Rönnebank registriert. Diese Nachweise stammen aus dem 'Baltic International Trawl Survey' (BITS), dessen Zielart demersale Fischarten sind.

Zudem konnten insgesamt sieben Neunaugen nachgewiesen werden. Davon stammen zwei Flussneunaugen von Stationen des BITS im Bereich der 12 sm-Zone der Ostsee (nordöstlich von Rügen). Die weiteren fünf traten in den pelagischen Fängen der Hydroakustiksurveys auf, ein Flussneunauge davon im Bereich der AWZ (nördlich von Rügen). Alle anderen Neunaugenfunde wurden außerhalb der deutschen Gewässer weiter östlich erfasst. Eine Unterscheidung zwischen Meer- und Flussneunauge wurde nicht getroffen.

Gerät 1. Quartal 2. Quartal 3. Quartal 4. Quartal gesamt Aalnetz 3 0 7 28 38 Baumkurre 176 117 1 72 366 Garnelennetz 242 0 0 0 242 GOV 328 119 421 63 931 HT 180 43 10 17 0 70 KJN 628 30 335 630 1623 andere Bodentrawls 217 0 5 57 280 pelagisch 0 8 71 0 79 gesamt 1638 284 857 850 3629


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Abb. 24: Positionen aller Hols, die für die Untersuchung zu Vorkommen und Verbreitung der FFH Arten in der Ostsee ausgewertet wurden

F+E- Vorhaben 2 (Thiel & Winkler 2005, 2006):

Ein weiteres F+E-Vorhaben des Bundesamtes für Naturschutz wurde von Thiel & Winkler (2005, 2006) im Zeitraum von August 2003 bis Dezember 2005 zur Erfassung von FFH-Anhang II-Fischarten in der deutschen Ostsee und angrenzenden Bereichen durchgeführt. Im Zuge dieses Forschungsvorhabens wurden neben eigenen Untersuchungen auch historische Nachweise, Fangmeldungen aus der kommerziellen Fischerei, Fischereiverwaltung und Sportfischerei, Nachweise aus musealen Sammlungen und Datenbanken sowie wissenschaftliche Publikationen, Fangstatistiken und Forschungsberichte einbezogen.

Forschungsfischerei fand in den Jahren 2003 (August bis November), 2004 (März, Juli bis Oktober) und 2005 (September und Oktober) in den AWZ-FFH-Vorschlagsgebieten Adlergrund und Westliche Rönnebank, Pommersche Bucht mit Oderbank sowie in den Küstengewässern der Pommerschen Bucht statt. Bei diesen Forschungsfahrten kamen folgende Fanggeräte zum Einsatz:

• Hopper-Trawl • Rockhopper-Trawl • Karmö-Trawl (Vierlaschen-Grundschleppnetz dessen vertikale Netzöffnung größer

als die des Hopper-Trawls ist) • Baumkurre • Aalzeese


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Zusätzlich wurden im Stettiner Haff in den Monaten Mai, Juni und Juli 2005 insgesamt 126 Ringnetzhols durchgeführt.

Bei der Forschungsfischerei wurden außer Finte und Schnäpel keine weiteren FFH-Anhang II-Fischarten gefangen. Bei den Finten handelte es sich um junge Individuen der Altersgruppe 0, die mit dem Hopper-Trawl sowohl in der Pommerschen Bucht mit Oderbank (5 Juvenile) als auch in den küstennahen Gewässern der Pommerschen Bucht (2 Juvenile) erfasst werden konnten. Im Stettiner Haff konnte mit dem Ringnetz die Frühlarve einer Finte gefangen werden. Schnäpel wurden ausschließlich küstennah gefangen.

Da der Riffbereich des Adlergrunds aufgrund der Bodenstruktur mittels Schleppnetz nicht adäquat beprobt werden konnte und passive Fanggeräte wie Reusen, Stellnetze oder Langleinen nicht Erfolg versprechend erschienen, wurde an insgesamt zwölf Stationen in den flacheren Bereichen des Adlergrunds (5 bis 20 m) innerhalb der deutschen AWZ Unterwasser-Video eingesetzt. Bei den im Herbst 2004 und Frühjahr 2005 durchgeführten Videoaufnahmen mittels stationären und von Tauchern geführten Kameras konnten keine FFH-Anhang II-Fischarten ausfindig gemacht werden.

Abb. 25: Aktuelle Nachweise von FFH-Anhang II-Fischarten und von Coregonus maraena in den deutschen Ostseegewässern seit 2000 (aus: Thiel & Winkler 2006)

Aktivitäten der Bundesforschungsanstalt für Fischerei (BFA-Fi)

Die Institute der BFA-Fi in Hamburg und Rostock sind mit zahlreichen Langzeituntersuchungen in Nord- und Ostsee vertreten. Tabelle 22 sowie die Abbildungen 26 und 27 geben einen Überblick über die wichtigsten Aktivitäten. Die vorgestellten Programme sind als Langzeitreihen angelegt; Untersuchungszeiten, Geräte und Methoden sind klar definiert. Lediglich die Lage der Untersuchungsstationen ist nicht festgelegt und variiert von Jahr zu Jahr.


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Tab. 30: Untersuchungsprogramme der BFA-Fi in Nord- und Ostsee

Gebiet Gerät Zeit

Nordsee

Winter Crangon Survey Accumer Ee 3-m-Garnelenkurre ohne Scheuchkette einmal jährlich im Jan

German Small-Scale Bottom Trawl Survey (GSBTS) Nordsee Scherbrettnetz 1. Quartal

Seezungen Survey (SOLES) Nordsee (FFH-Gebiete) 2. Quartal

Demersal Youngfish Survey (DYFS)

Hörnum Tief, Piepen, Auen ,Elbe- u. Weser-Jade-Ästuar, Accumer Ee

3-m-Garnelenkurre ohne Scheuchkette

früher: April/Mai und Sept/Okt.; seit 2005: nur Sept/ Okt

Int. Bottom Trawl Survey (IBTS) + GSBTS Nordsee Scherbrettnetz 3. Quartal German Small Scale Bottom Trawl Survey (GSBTS) Nordsee Scherbrettnetz 3. Quartal Int. Beam Trawl Survey (IBT)

Nordsee (FFH-Gebiete)

3-m-Garnelenkurre ohne Scheuchkette 3. Quartal

German Autumn Survey EEZ (GASEEZ) Nordsee, Box A Scherbrettnetz 4. Quartal

Ostsee Baltic International Trawl

Survey (BITS) 1Q ICES-Gebiet 22 & 24 Bodenschleppnetz TV3/520 15.Feb.-31.März

Baltic International Trawl

Survey (BITS)( 4Q ICES-Gebiet 22 & 24 Bodenschleppnetz TV3/520 Oktober-November

Baltic International Acoustic

Survey (BIAS) ICES-Gebiet 21 - 24

Pelagisches Schwimmnetz

PSN388 September-Oktober

Baltic International Acoustic

Spring Survey (BASS) ICES-Gebiet 24 - 27

Pelagisches Schwimmnetz

PSN205 Mai

Rügen Herring Larvae

Survey (RHLS) Greifsw. Bodden, Bongonetz 335/500µ März-Juni

Reproduction of Baltic Cod

(CoBalt) ICES-Gebiet 22 Warnemünder Dorschzeese Januar

Small-Scale Bottom Trawl

Survey (BaltBox) Deutsche AWZ Bodenschleppnetz TV3/520 Juni

German Flatfish (GflatFS) Pom. Bucht Bodenschleppnetz Warnemünder Dorschzeese

Juli


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Abb. 26: Übersicht über die Lage der Stationen der verschiedenen Untersuchungsprogramme der BFA-Fi in der Nordsee (hier: für das Jahr 2005)

Abb. 27: Übersicht über die Lage der Stationen, an denen im Rahmen von BIASS und BASS (s. Tab. 30) das pelagische Schwimmnetz in der Ostsee eingesetzt wird


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Monitoring der Fische im schleswig-holsteinischen Wattenmeer

Im schleswig-holsteinischen Wattenmeer werden im Auftrag des Landesamtes für den Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer fischereiwissenschaftliche Untersuchungen mit einem Ankerhamen durchgeführt (Vorberg 2001). Bei dieser als passiv bezeichneten Fischereiform liegt der Hamenkutter vor Anker und das Netz öffnet sich mit Hilfe der (Tiden-) Strömung bei einer Strömungsgeschwindigkeit von >0,5 m/s automatisch. Das Fisch-Monitoring findet seit 1991 einmal jährlich im August an drei Stationen im Bereich der Meldorfer Bucht statt. Ab 2001 wurde das Programm um weitere drei Stationen im Hörnum Tief erweitert.

Abb. 28: Vergleich der Fischereimethoden Baumkurrenfischerei (links) und Hamenfischerei (rechts) (aus: Breckling & Neudecker 1994)

Die Netzöffnung des Hamens beträgt 90 m². Damit kann die gesamte Wassersäule vom Boden bis zur Oberfläche befischt werden (Abb. 28). Hamennetze sind besonders effizient zum Fang pelagischer Arten, wozu auch die Finte gehört. Zur Bewertung des Erhaltungszustandes und der Bestandsentwicklung dieser Art liefert die Hamenfischerei deutlich bessere Werte, als die in den meisten Monitoring-Programmen eingesetzten Bodenschleppnetze (Abb. 29).

Abb. 29: Vergleich der Finten-Fänge mit einem Hamennetz (rote Linie, linke Ordinate) und mit einem Bodenschleppnetz (schwarze Linie, rechte Ordinate). Zu beachten ist der Unterschied um den Faktor 100 zwischen den Werteskalen

mittlere Anzahl Finten pro Hol

0

200

400

600

800

1000

1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007

Mel

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0

1

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3

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10

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WRRL-Untersuchungen / Fischartenkataster

Neben den Untersuchungen der zu behandelnden FFH-relevanten Fischarten im marinen Bereich spielt aufgrund ihrer anadromen Lebensweise auch die Erfassung in den Flüssen und in den Übergangsgewässern zum Meer eine Rolle. Im Rahmen der Verpflichtungen zum Monitoring nach der EU Wasserrahmen-Richtlinie werden diese Gewässer regelmäßig von verschiedenen Institutionen untersucht:

Die Landesforschungsanstalt für Landwirtschaft und Fischerei, Mecklenburg-Vorpommern führt ein Fischmonitoring im inneren Küstenbereich durch.

Die Wassergütestelle Elbe führt zusammen mit der Überwachung von Schadstoffen in Fischen ein Fischmonitoring (Hamenfischerei) im Elbe-Ästuar durch.

Das niedersächsische Landesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit (LAVES) plant ein Monitoring in der Weser ab 2007. Befischungen (Hamenfischerei) im Übergangsbereich der Ems erfolgen seit 2006.

Das schleswig-holsteinische Landesamt für Naturschutz führt alle 3 Jahre Befischungen (Hamenfischerei) in der Eider durch.

Elektrobefischungen in den Fließgewässereinheiten Eider, Elbe und Schlei/Trave sind Teil des derzeit in Schleswig-Holstein erarbeiteten Monitoringkonzeptes zur Überwachung des Gewässerzustandes (Artikel 8/WRRL). Im Zuge dieses Konzeptes werden ca. 1/3 aller Wasserkörper in Schleswig-Holstein von 2005 bis 2007 untersucht. Neben dem Makrozoobenthos und der Makrophyten-/Phytobenthos-Gemeinschaft sind die Fische eine weitere biologische Qualitätskomponente für die Bewertung des Gewässerzustandes. Die Probenahmen mittlels Elektrofischerei werden im September 2007 abgeschlossen, wonach bis 2015 ein Monitoring ausgewählter Referenzstrecken stattfinden soll.

Die Fischartenkataster der einzelnen Bundesländer erfassen bei ihren landesweiten Süßwasserfischartenkartierungen auch die FFH-relevanten marinen Fischarten während ihrer Laichwanderungen und liefern damit Hinweise auf den Erhaltungszustand dieser Arten. So existieren beispielsweise detaillierte Daten über Laichplätze und Abundanzen vom Flussneunauge und Meerneunauge in den Fließgewässern Schleswig-Holsteins (Spratte & Hartmann 1997) und Mecklenburg-Vorpommerns.

6.3 Gegenstand und Anforderungen an ein Monitoring

Ziel des Monitorings ist es, den Erhaltungszustand aller FFH-relevanten Fischarten zu beschreiben. Voraussetzung ist die Entwicklung einer adäquaten Probenahmestrategie, die die biologischen Besonderheiten der FFH-relevanten Fischarten berücksichtigt. Grundlage für die Beschreibung des Erhaltungszustandes der jeweiligen Arten ist das LANA-Bewertungsschema (Tab. 55), das eine Einstufung nach drei Qualitätskategorien vorsieht. Neben der Beschreibung von Zustand, Dynamik und Trend der jeweiligen Fischpopulation müssen die Qualität des Lebensraumes sowie Auswirkungen möglicher Beeinträchtigungen bewertet werden.

- Untersuchungsgegenstand

Für die Erfassung populationsbeschreibender Parameter sind neben der Methodik (Untersuchungsort, -zeit und –gerät) auch artspezifische Besonderheiten der FFH-relevanten Fische zu beachten. Stör, Schnäpel und Alse gelten als ausgestorben oder verschollen (Fricke et al. 1995, 1998). Sowohl in der Nordsee, als auch in der Ostsee treten diese beiden Arten nicht oder nur noch äußerst selten in den Fängen auf. Seltene Arten sind durch ein


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stichprobenbasiertes Monitoring nicht zu erfassen und müssten demnach in ihrer Gesamtheit untersucht werden. Der zeitliche und finanzielle (Fischerei-)Aufwand, Stör, Schnäpel und Alse zu untersuchen, wäre damit unangemessen hoch. Dies gilt auch für das Meerneunauge, das nur selten in den Fängen vorkommt und über dessen Verbreitung im Meer nur wenig bekannt ist. Aufgrund ihrer geringen Abundanz sind populationsökologische Untersuchungen an Stör, Schnäpel, Alse und Meerneunauge nicht sinnvoll. Diese Arten sind streng genommen für Monitoringzwecke nicht geeignet. Laufende Untersuchungsprogramme in Nord- und Ostsee liefern aber dennoch ausreichend Informationen über Vorkommen und Verteilung dieser Arten, so dass Veränderungen – zu erwarten ist hier vor allem eine Zunahme der Abundanz – erfasst werden können. Dies gilt zum Beispiel für den Stör, der als demersale Art im Rahmen der jährlich durchgeführten Forschungsfahrten der BFA-Fi in den deutschen Ostseegewässern durch den Einsatz von Bodenschleppnetzen gut erfasst werden kann und ebenso für die Alse, die bei der Hamenfischerei zusammen mit der nahe verwandten Finte ins Netz gehen würde. Somit ist eine Überwachung des Wiederauftauchens, der Abundanzänderung und auch die Erfolgskontrolle von Wiedereinbürgerungsmaßnahmen sichergestellt.

Finte und Flussneunauge sind dagegen aufgrund ihres Vorkommens und ihrer Verbreitung in Nord- und Ostsee prinzipiell durch ein stichprobenbasiertes Monitoring erfassbar. Neben Abundanz und Biomasse können bei einer jährlichen Probenahme weitere Parameter zur Populationsdynamik (Altersstruktur, Wachstum, Vitalität, Mortalität, Dispersion) beschrieben und in das LANA-Bewertungsschema eingebracht werden.

- Untersuchungsort

Alle FFH-relevanten Fischarten sind anadrome Wanderfische, die während ihrer Laichwanderungen in den Flüssen effektiv (z.B. durch Elektrofischerei) befischt werden können. Alle Aktivitäten in diesem Bereich, die z.B. im Rahmen der WRRL stattfinden, sollten für die Datengewinnung genutzt werden. Dies allein reicht aber sowohl aus wissenschaftlicher als auch aus formaler Sicht nicht aus. Um aussagekräftige Daten über die Populationsdynamik einer Art zu erhalten, ist die Beprobung in Teilhabitaten ungeeignet, in denen sich die Art zum deutlich geringeren Teil ihres Lebens aufhält. Eine Ausnahme bildet das Flussneunauge, dessen Larvenstadium im Süßwasser länger ist (drei bis fünf Jahre) als die Aufenthaltsdauer (ein Jahr) der Adulten im Meer. Alle anderen in Frage stehenden Arten halten sich überwiegend im marinen Bereich auf, und aus den Anforderungen der FFH-RL zur Bewertung des Erhaltungszustandes ergibt sich eindeutig, dass die Gesamtsituation einer Art analysiert werden muss. Dadurch wird eine räumliche Beschränkung allein auf die Laichgewässer von vorn herein ausgeschlossen.

- Untersuchungszeit

Der Umstand, dass alle marinen FFH-relevanten Fischarten anadrome Wanderer sind, macht klar, dass für ein Monitoring sowohl küstennah als auch küstenfern nur diejenigen Zeiten in Frage kommen, zu denen sich die Fische nicht in den Flüssen aufhalten. Dies ist bei Betrachtung der Wanderzeiten der FFH-relevanten Fischarten nur von Januar bis März der Fall. Berücksichtigt man aus pragmatischen Gründen (s. u.) nur Finte und Flussneunauge für ein Monitoringkonzept, ist auch eine Beprobung im 3. Quartal von Juli bis September möglich (Tab. 33). Somit ist, mit Ausnahme der Larven, die gesamte Population der jeweiligen Art Gegenstand eines Monitorings im marinen Bereich.

Neben der adäquaten Jahreszeit ist für ein Monitoring der FFH-relevanten Fischarten auch die Festlegung eines sinnvollen Untersuchungsintervalls notwendig. Eine für Fischbestände hohe natürliche Dynamik und methodenbedingte Fehler bei der Erfassung von Fischen führt


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generell zu einer geringen Präzision der populationsbeschreibenden Daten. Neben der Auswahl geeigneter Fanggeräte, Untersuchungszeiten und –gebiete ist ein hoher Untersuchungsaufwand nötig, um der natürlichen Variabilität bei Verbreitung und Vorkommen der Fische gerecht zu werden. Angesichts der allen FFH-relevanten marinen Fischarten gemeinsamen Fortpflanzungsstrategie, einmal jährlich zum Laichen in die Flüsse zu wandern, wird eine jährliche Beprobung als Mindest-Untersuchungsaufwand betrachtet. Für weitergehende populationsdynamische Untersuchungen wären drei Probenahmen pro Jahr wünschenswert.

- Untersuchungsgerät

Voraussetzung für ein erfolgreiches Monitoring von Fischen ist die Auswahl des geeigneten Fanggerätes, das Größe, Form und Lebensweise der jeweiligen Fischart berücksichtigt. In den laufenden Untersuchungsprogrammen der BFA-Fi werden in Nord- und Ostsee überwiegend Bodenschleppnetze verwendet (s.Tab. 31), womit entsprechend der jeweiligen Fragestellung demersale Fische untersucht werden.

Finten sind Schwarmfische des Freiwassers, für die pelagisch fischende Fanggeräte eingesetzt werden müssen. Beim Einsatz von Bodenschleppnetzen gelangen Finten nur zufällig, höchstwahrscheinlich während des Hievens ins Netz. Aus diesem Grund müssen die Ergebnisse der BFA-Fi bezüglich der Fintenfänge in der Nordsee (Neudecker & Damm 2005) entsprechend kritisch beurteilt werden. Es ist zu erwarten, dass sich Vorkommen und Verbreitung der Finte in der küstenfernen Nordsee anders darstellen, wenn ein adäquates Fanggerät benutzt wird. Dieser Effekt könnte sich auch auf alle anderen in Frage stehenden Arten auswirken. Die geringen Bestandszahlen für Fluss- und Meerneunaugen im küstenfernen Gebiet sind möglicherweise auf die Verwendung ungeeigneter Fanggeräte zurück zu führen.

Den Unterschied zwischen demersal und pelagisch fischenden Netzen haben bereits Breckling & Neudecker (1994) dargelegt, und Abbildung 29 macht deutlich, dass bei der Hamenfischerei etwa einhundert Mal höhere Abundanzwerte für Finten erreicht werden, als bei der Baumkurrenfischerei. Auch bei Flussneunaugen zeigt das Hamennetz eine höhere Fangeffizienz als die Baumkurre (Breckling & Neudecker 1994). Dies gilt auch für Alse und Schnäpel, da diese beiden Arten ebenfalls pelagisch leben. Im tidebeeinflussten Küstenbereich der Nordsee und in den Flüssen ist das Hamennetz ideal geeignet, um pelagische Fischarten nachzuweisen. Hamenfischerei ist aufgrund der passiven Arbeitsweise des Netzes naturverträglich und durch minimalen Treibstoffverbrauch kostengünstig. Im Küstengebiet der Ostsee und im küstenfernen Meer ist allerdings der Einsatz eines pelagischen Schleppnetzes unverzichtbar.

Hamenfischerei an der Nordseeküste wird derzeit nur im Rahmen des schleswig-holsteinischen Fisch-Monitorings in der Meldorfer Bucht und im Hörnum Tief durchgeführt. Um die FFH-relevanten Fischarten adäquat zu erfassen, ist die Einrichtung weiterer Stationen entlang der gesamten Nordseeküste nötig - vor allem im Bereich der in die Nordsee einmündenden Flüsse. Dazu gehören die Lister Ley sowie die Mündungsgebiete von Elbe, Jade/Weser und Ems.

Neben der Lebensweise muss auch die Größe der zu untersuchenden Fischart berücksichtigt werden. Untersuchungen in den Flüssen haben in erster Linie den Fang der adulten, laichfähigen Tiere zum Ziel, die mit einem vergleichsweise grobmaschigen Netz gefangen werden können. Im Küstengebiet treten juvenile und adulte Fische gleichzeitig auf und machen den Einsatz eines engmaschigen Netzes nötig. Beim Fang von Neunaugen ist zudem noch die Form dieser Arten zu berücksichtigen: Mit ihrem aalartigen Körper können sich junge Flussneunaugen (Gesamtlänge <20 cm) auch noch durch kleinste Maschenöffnungen schlängeln. In der Praxis hat sich für das Hamennetz eine


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Maschenöffnung im Steert von 8 mm bewährt. Aufgrund des hohen Staudrucks bei derart kleinen Maschen ist bei geschleppten Netzen eine größere Maschenöffnung erforderlich, die aber 15 mm nicht überschreiten sollte.

Die Ergebnisse der bisherigen Untersuchungen zeigen, dass Flussneunauge und Finte in Nord- und Ostsee vor allem im Küstengebiet anzutreffen sind. Mit den aktuell laufenden Untersuchungsprogrammen wird allerdings nur der schleswig-holsteinische Teil der Nordseeküste ausreichend erfasst, während für die niedersächsische Nordsee- und für die Ostseeküste die räumliche Abdeckung mit Untersuchungsstationen ungenügend ist. Darüber hinaus werden überwiegend Bodenschleppnetze für den Fang eingesetzt, die für die FFH-relevanten, pelagischen Fischarten nicht geeignet sind. Neuere Untersuchungsergebnisse von Neudecker & Damm (2005) und Stelzenmüller et al. (2004) deuten darauf hin, dass die Finte auch im küstenfernen Bereich der Nordsee auftritt. Gleiches könnte für Meerneunaugen gelten, die als gute Schwimmer bekannt sind und die ihre Beute (Haie, Kabeljau, Lachs oder auch Meeressäuger) eher im küstenfernen Bereich antreffen werden. Um die Gesamtsituation hinsichtlich Erhaltungszustand und Bestandsentwicklung für die Finten (und Meerneunaugen) in der Nordsee zu erfassen, ist auch eine Beprobung der küstenfernen Gebiete notwendig.

Erfassung Habitat beschreibender Parameter

Bei fischereiwissenschaftlichen Untersuchungen werden in der Regel Habitat beschreibende Parameter wie Wassertemperatur, Wassertiefe und Salinität erfasst. Die Möglichkeiten zur Bestimmung der Habitatqualität sind allerdings beschränkt. Die in Frage stehenden Arten (mit Ausnahme des Störs) zeigen aufgrund ihrer pelagischen und mobilen Lebensweise keine ausgeprägte Habitatspezialisation. Lediglich während der Laichwanderungen ins Süßwasser zeigen Schnäpel und Neunaugen bei der Eiablage eine Bindung an spezifische Habitatstrukturen. Für ein Monitoring im Küstengebiet und in der deutschen AWZ spielt die Erfassung Habitat beschreibender Parameter dagegen keine Rolle.

Erfassung möglicher Beeinträchtigungen

Beeinträchtigungen der FFH-relevanten Fischarten sind vor allem in den Flüssen und im küstennahen Bereich zu erwarten. Die wichtigsten Einflussgrößen sind Wasserbau, Verschmutzung, Eutrophierung und Fischerei, die mit zunehmender Entfernung von der Küste abnehmen. Von verschiedenen Institutionen werden im Rahmen der Untersuchungen zur WRRL oder des BMLP wasserchemische Analysen durchgeführt, die für eine Bewertung des Erhaltungszustandes der jeweiligen Fischart hinzu gezogen werden können. Lediglich für die Einflussgröße Fischerei fehlen derzeit verlässliche Daten über den Fischereiaufwand im Allgemeinen und den Anteil der FFH-relevanten Arten im Beifang im Besonderen.

6.4 Probenplan

Erstmalig haben Thiel & Winkler (2006) im Rahmen eines F&E-Vorhabens auf Grundlage ihrer Untersuchungsergebnisse aus der Ostsee ein Konzept für die FFH-Anhang II-Fischarten abgeleitet, das sich als Grundlage für ein Monitoring dieser Fische in der AWZ von Nord- und Ostsee eignet. Demnach sollen in erster Linie die bereits bestehenden Monitoringprogramme (Tab. 32) der verschiedenen staatlichen und wissenschaftlichen Institutionen genutzt werden.


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Da die Populationen der betreffenden anadromen Fischarten im atlantischen und kontinentalen Bereich von Deutschland in ihrer Gesamtheit zu erfassen sind, müssen neben der AWZ und den Küstengewässern auch die angrenzenden Flüsse und Übergangsgewässer als Lebensraum dieser Arten berücksichtigt werden. Dazu kann auf Daten aus laufenden Programmen zurückgegriffen werden, die z. B. im Rahmen von Untersuchungen zur WRRL oder bei Fischkartierungsarbeiten erhoben werden. Von Interesse sind hierbei die Ergebnisse aus allen großen Flüssen, die in Nord- und Ostsee münden sowie aus Nebenflüssen und Bachläufen, die aus der Vergangenheit als Laichgewässer von Neunaugen bekannt sind. Auf eine detaillierte Beschreibung wird an dieser Stelle aber verzichtet, weil die Flüsse und Übergangsgewässer für die praktische Umsetzung des küstenfernen Natura 2000-Monitoring- und Berichtspflichtenkonzeptes in der Nord- und Ostsee von untergeordneter Bedeutung sind.

- Bestehende Untersuchungsprogramme

Tab. 31: Bestehende Untersuchungsprogramme in Nord-und Ostsee, die für ein Fisch-Monitoring genutzt werden sollen.

NORDSEE Gebiet Fanggerät

Ästuare Monitoringarbeiten der ARGE-Elbe Elbe Hamen

div. Untersuchungen zur WRRL, Fischkartierungsarbeiten

Elbe, Weser, Jade, Ems Hamen, Reusen,

Demersal Young Fish Survey, DYFS Elbe, Weser, Jade 3 m-Baumkurre

Wattenmeer Monitoring der Fische im schleswig-holsteinischen Wattenmeer

Meldorfer Bucht, Hörnum Tief Hamen

Demersal Young Fish Survey, DYFS Hörnum Tief, Norder- u. Süderau, Norder- u. Süderpiep, Accumer Ee

3 m-Baumkurre

Winter Crangon Survey Accumer Ee 3 m-Baumkurre

AWZ* German Small-Scale Bottom Trawl Survey, GSBTS

ges. Nordsee Scherbrettnetz

Seezungen Survey, SOLES FFH-Gebiete

International Bottom Trawl Survey, IBTS ges. Nordsee Scherbrettnetz

International Beam Trawl Survey, IBT FFH-Gebiete 3 m-Baumkurre

German Autumn Survey EEZ, GASEEZ Box A Scherbrettnetz

OSTSEE

Flüsse div. Untersuchungen zur WRRL, Fischkartierungsarbeiten

Oder Stellnetz, pelag. Schwimmnetz

Küste Rügen Herring Larvae Survey, RHLS Greifswalder Bodden Bongonetz

German Flatfish Survey, GflatFS Pommersche Bucht Bodenschleppnetz

AWZ** Baltic International Trawl Survey, BITS ICES-Gebiet 22 & 24 Bodenschleppnetz

Baltic International Acoustic Survey, BIAS ICES-Gebiet 21 - 24 pelagisches Schwimmnetz

Baltic International Acoustic Spring Survey, BASS

ICES-Gebiet 24 - 27 pelagisches Schwimmnetz

Reproduction of Baltic Cod ICES-Gebiet 22 Bodenschleppnetz

Small-Scale Bottom Trawl Survey (BaltBox)

Deutsche AWZ Bodenschleppnetz

*s. a. Abbildung 26 **s. a. Abbildung 27


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- Neue Untersuchungsprogramme

Die in Tabelle 32 aufgeführten Fischereiaktivitäten sind weit überwiegend auf demersale Fische ausgerichtet. Neue Untersuchungsprogramme müssen aufgelegt werden, um die mangelnden Kenntnisse über den Erhaltungszustand der pelagischen FFH-relevanten Fischarten zu erfassen und Veränderungen zu erkennen. Dazu sind vermehrte Fischereiaktivitäten mit pelagisch fischendem Fangerät in der AWZ der Nordsee und im niedersächsischen Wattenmeer sowie im Küstenbereich der Ostsee nötig (Tab. 33). Geeignete Fischereigeräte und -methoden müssen unter Umständen im Rahmen eines F&E-Vorhabens getestet und für den Fang der FFH-relevanten Arten optimiert werden. Geprüft werden sollte die Eignung bestehender Methoden der kommerziellen Herings-, Sprotten- oder Sandaalfischerei oder der Einsatz geschleppter Hamennetze.

Tab. 32 Neue Untersuchungsprogramme, die für ein Fisch-Monitoring in Nord- und Ostsee eingerichtet werden müssen.

NORDSEE Gebiet Fanggerät Zeit

Wattenmeer Monitoring der Fische im Hamburger Wattenmeer

Elbe: Neuwerker Fahrwasser, Zehnerloch, Luechterloch

Hamen 3. Quartal/ jährlich

Monitoring der Fische im niedersächsischen Wattenmeer

Weser: Hohewegrinne; Jade: Oldoogrinne; Ems: Osterems, Randzelgat

Hamen 3. Quartal/ jährlich

AWZ Monitoring pelagischer Fischarten FFH-Gebiet Borkum Riffgrund

pelagisches Schwimmnetz

3. Quartal/ jährlich

Monitoring pelagischer Fischarten FFH-Gebiet Sylter Außenriff pelagisches Schwimmnetz


Monitoring pelagischer Fischarten FFH-Gebiet Doggerbank pelagisches Schwimmnetz


OSTSEE

Küste Monitoring pelagischer Fischarten Eckernförder Bucht/Kieler Bucht

Stellnetz, pelag. Schwimmnetz


Monitoring pelagischer Fischarten Mecklenburger Bucht Stellnetz, pelagisches Schwimmnetz


Monitoring pelagischer Fischarten um Rügen Stellnetz, pelagisches Schwimmnetz


Monitoring pelagischer Fischarten Greifswalder Bodden Stellnetz, pelagisches Schwimmnetz


Monitoring pelagischer Fischarten Pommersche Bucht Stellnetz, pelagisches Schwimmnetz



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Für die pelagische Fischerei in Nord- und Ostsee muss ein Stationsnetz entwickelt werden. In der AWZ der Nordsee sind die ausgewiesenen FFH-Gebiete zu bevorzugen. In Abbildung 30 und 31 sind exemplarisch Lage und Ausdehnung von jeweils 20 Untersuchungstransekten in Nord- und Ostsee dargestellt. Für jeden Hol wird eine Strecke von drei Seemeilen (ca. 5555 Meter) vorgeschlagen. Die Anordnung der Hols soll eine repräsentative Erfassung der jeweiligen Untersuchungsgebiete (FFH-Gebiete in der Nordsee, Buchten in der Ostsee) gewährleisten. Die genaue Lage ist aber abhängig von äußeren Faktoren wie der Wassertiefe und hydrografischen Besonderheiten im Untersuchungsgebiet.

Zur adäquaten Erfassung der FFH-relevanten Fischarten im Wattenmeer werden neben den im Rahmen des Fisch-Monitorings in Schleswig-Holstein bereits existierenden Stationen drei weitere Untersuchungsstandorte in Niedersachsen benötigt. Im Gebiet von Elbe, Weser/Jade und Ems sollten jeweils drei Stationen eingerichtet werden, an denen mit einem Hamen gefischt wird. An jeder einzelnen Station werden vier Hols in 24 Stunden eingebracht. Die Dauer eines einzelnen Hols ist abhängig vom Strömungsgeschehen und kann zwischen zwei und vier Stunden betragen. Als Untersuchungszeit bietet sich das 3. Quartal mit dem Maximum der Artenpräsenz in der Nordsee an. Untersuchungsintervall ist einmal jährlich.

Abb. 30: Lage der Untersuchungsstationen zur Hamenfischerei im Wattenmeer und der Transekte zur pelagischen Fischerei in den FFH-Gebieten der AWZ in der Nordsee.


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Abb. 31: Lage der Transekte zur pelagischen Fischerei im Küstengebiet der Ostsee.


Im Bereich von Langzeituntersuchungen und Aufgaben zum Monitoring wird in den letzten Jahren zunehmend die Qualitätssicherung bei der Datenerhebung, bei der Probenanalyse und bei der Auswertung der Daten bewertet. Ringversuche wurden zuerst bei der Analytik von Spurenstoffen durchgeführt, um die Qualität der Analyse bei den beteiligten Institutionen zu sichern. Dieses Instrument der Qualitätssicherung wird zunehmend auch auf biologische Untersuchungen angewendet. In diesem Zusammenhang sind die im Rahmen des ICES durchgeführten Programme zur Untersuchung/Erfassung der benthischen Lebensgemein-schaften und der Fischfauna mit den entsprechenden Maßnahmen zur Qualitätssicherung zu nennen. Zur Absicherung der Belastbarkeit von Untersuchungsergebnissen ist zu gewährleisten, dass bei der Planung und Durchführung der Untersuchungen auf See sowie bei der Auswertung und Bewertung der Ergebnisse die national und international festgelegten wissenschaftlichen Standards angewendet werden. Dies gilt nicht nur für den Umfang der einzelnen Untersuchungen, sondern auch für die dabei eingesetzten Methoden zur Probenahme und Untersuchung des Probenmaterials.

Zur Qualitätssicherung der Ergebnisse ist sicherzustellen, dass die beteiligten Institutionen über entsprechende Erfahrungen verfügen und eine kontinuierliche Bearbeitung der Aufgaben sicherstellen können. Die Mitarbeiter bzw. Bearbeiter sollen eine ausreichend hohe Qualifikation vorweisen können. Sie benötigen sehr gute Artenkenntnisse und ausreichend belegbare Erfahrungen in den jeweils angewendeten Untersuchungsmethoden. In Workshops oder Ringversuchen kann zum Beispiel die Fähigkeit erworben bzw. getestet werden, taxonomisch schwierige Arten wie Störe, Neunaugen, Finte und Alse sicher zu unterscheiden. Angesichts dieser Schwierigkeiten müssen Fangmeldungen von FFH-relevanten Arten aus der kommerziellen Fischerei, der Fischereiverwaltung oder der Sportfischerei kritisch bewertet werden. Im Idealfall kann das Fangobjekt zur Kontrolle


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(Artbestimmung) vorgelegt werden, oder die meldende Person verfügt über die erforderliche fachliche Qualifikation. Letzteres ist gegeben, wenn Fachleute die Fischereifahrzeuge auf ihren Fangfahrten begleiten. Dies geschieht derzeit nur auf freiwilliger Basis und in der Praxis zu selten, um als Datenerfassungsmethode für ein FFH-Monitoring in Frage zu kommen. Auf EU-Ebene wird zur Zeit ein Kontrollprogramm entwickelt, dass ebenfalls die Begleitung von Fischkuttern durch Inspektoren vorsieht. Die 'EU Fischerei-Kontrollagentur' (cfpa, community fisheries control agency) hat im Januar 2007 ihre Arbeit aufgenommen; Erfahrungen über Begleituntersuchungen durch qualifiziertes Personal liegen noch nicht vor.

Schutzgut Vögel Natura 2000 Monitoring AWZ

102

7 Schutzgut Vögel


Bei der Ausweisung von Meeresschutzgebieten in Nord- und Ostsee wurden neben den Arten, die auch im Rahmen der EU-Berichtspflichten zu behandeln sind, alle weiteren regelmäßig vorkommenden Arten als wertgebend definiert. Die bei einem Monitoring in den küstenfernen Meeresschutzgebieten zu erfassenden Arten sind durch die Auflistung in der Leistungsbeschreibung durch den Auftraggeber vorgegeben (Tab. 33). Die Tabelle gibt für Nord- und Ostsee diejenigen Arten an, deren Vorkommen für die Ausweisung der Schutzgebiete entscheidend waren (BfN, www.habitatmare.de) und die daher auch bei einem Monitoring von besonderer Bedeutung sind. Die Arten Kormoran und Mittelsäger sind nicht in der Leistungsbeschreibung für das Forschungsvorhaben aufgelistet, während der Eissturmvogel zusätzlich aufgeführt ist.

Tab. 33: Bei einem küstenfernen Monitoring in Nord- und Ostsee zu berücksichtigende Vogelarten.

Arten Arten Arten ArtenLeistungsbeschr. (1) Ostsee (2) Nordsee (3) beide Meere (4)

Basstölpel x x xBrandseeschwalbe x x x xDreizehenmöwe x x xEiderente x x x xEisente x x xEissturmvogel xFlussseeschwalbe x x x xGryllteiste x x xHaubentaucher x x xHeringsmöwe x x xKormoran x xKüstenseeschwalbe x x x xLachmöwe x x xMantelmöwe x x xMittelsäger x xOhrentaucher x x xPrachttaucher x x x xRothalstaucher x x xSamtente x x xSilbermöwe x x x xSterntaucher x x x xSturmmöwe x x x xTordalk x x xTrauerente x x x xTrottellumme x x xZwergmöwe x x x x

24 18 17 25

1: Arten gemäß Leistungsbeschreibung ohne Bezug zu Nord- und Ostsee2: "(Ostsee)-Vogelarten, die bei der Schutzgebietsausweisung unbedingt berücksichtigt werden müssen"3: "(Nordsee)-Vogelarten, die bei der Schutzgebietsausweisung unbedingt berücksichtigt werden müssen"4: Arten beider Meere (Summe aus 2 und 3)

http://www.habitatmare.de


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Während Tab. 33 eine bloße Auflistung der Vogelarten gibt, soll im Folgenden eine Gewichtung einzelner Arten im Hinblick auf die Monitoringverpflichtungen vorgenommen werden. Diese Gewichtung berücksichtigt nicht in erster Linie die absoluten Bestandszahlen, sondern vielmehr die EU-weite Gefährdung sowie den relativen Anteil der maximal in den Seegebieten vorkommenden Vögel. Als vorrangig zu betrachtende Arten werden hier solche benannt, die im Anhang I EU-VRL geführt werden und/oder mit einem Anteil von mehr als 10 % der biogeografischen Population in Deutschland vorkommen. Die Samtente erfüllt diese Kriterien zwar nicht, soll aber ebenfalls berücksichtigt werden, da sie mit 6 % das Kriterium annähernd erfüllt und mit über 90 % des deutschen Überwinterungsbestandes im Schutzgebiet vorkommt. Unter Berücksichtigung dieser Kriterien ergeben sich acht vorrangig zu betrachtende Arten für die Ostsee und neun solcher Arten für die Nordsee (Tab. 35). In der Ostsee sind dies beide Seetaucherarten, Ohrentaucher, alle Meeresenten sowie die Zwergmöwe. In der Nordsee wurden als vorrangig zu betrachtende Arten beide Seetaucher, Trauer- und Eiderente, Hering- und Sturmmöwe sowie die Seeschwalbenarten identifiziert. Alle zu behandelnden Arten werden zur international synchronisierten Mittwinterzählung (etwa 15. Januar) in beiden Meeren erfasst (s. Probenplan). Für die vorrangig zu betrachtenden Arten gilt es zu prüfen, inwieweit deren Maximalbestände durch weitere Erfassungen in anderen Jahreszeiten erfasst werden müssen. Weiterhin soll die Wahl der Beobachtungsplattform Schiff oder Flugzeug auf die Erfassung der vorrangig zu berücksichtigenden Arten ausgerichtet werden.

Die Erfassung der auf Helgoland brütenden Seevögel ist kein ausdrückliches Ziel des küstenfernen Monitorings. Im Probenplan decken zwar Transekte ebenfalls das Seegebiet um Helgoland ab, doch wird hier keine gezielte Zählung zur Erfassung der Helgoländer Brutpopulationen auf See vorgeschlagen.

Der jeweilige Anteil, der in den Schutzgebieten vorkommt, ist je nach Art unterschiedlich, so dass im Rahmen eines künftigen küstenfernen Monitorings neben den Schutzgebieten (SPA in Nord- und Ostsee) zumindest jahrweise auch die gesamte AWZ berücksichtigt wird (s. Probenplan).

Für die beiden Vogelschutzgebiete finden sich Bestandsangaben in Sonntag et al. (2007). Die Bestandsmaxima werden hier für die vier Jahreszeiten angegeben, da die bisherige Datengrundlage keine zeitliche Auflösung nach Monaten erlaubt. Diese unterschiedlichen Vorkommen im Jahresgang werden im weiter unten vorgeschlagenen Probenplan hinsichtlich der Zeitplanung berücksichtigt.

Verbreitungskarten für die gesamte Nord- und Ostsee für einzelne Jahreszeiten finden sich bei Garthe et al. (2003 und 2007). Neuerliche Bestandszahlen für die beiden Meere sind für den Abschlussbericht von MINOS+ angekündigt.


104

Tab. 34: Schutzstatus der Vogelarten in Europa (in systematischer Reihenfolge nach BirdLife/ European Bird Census Council 2000, Bestandszahlen aus Gellermann et al. 2003) und Vogelbestände (Anzahl Individuen) in den deutschen Meeresgewässern und Abdeckung in Vogelschutzgebieten. Der Anteil in den Schutzgebieten bezieht sich auf Schutzgebiete in der AWZ und der 12 sm-Zone.

Gefährdungsstatus in Europa:

Bestand gesichert: Bestand über 10.000 Brutpaare oder mindestens 40.000 Überwinterer, kein mäßiger oder starker Rückgang, Bestand nicht lokal beschränkt. Arten mit gesicherten Beständen haben einen günstigen Schutzstatus

Lokale Vorkommen: Brutbestand über 10.000 Paare oder Winterbestand mindestens 40.000 Vögel, kein mäßiger oder starker Rückgang, jedoch über 90% des Bestands auf 10 oder weniger Gebiete beschränkt (IBA-Gebiete).

Abnehmend: Bestand mäßig abnehmend, Bestandsgröße über 10.000 Brutpaare oder mindestens 40.000 Überwinterer.

Gefährdet (wenn eines der folgenden Kriterien zutrifft):

- Bestand in starkem Rückgang begriffen, Brutbestand über 10.000 Paare oder Winterbestand mindestens 40.000 Vögel.

- Bestand in mäßigem Rückgang begriffen, dabei Brutbestand unter 10.000 Paare, die keine Randvorkommen größerer außereuropäischer Bestände darstellen, oder europäischer Winterbestand und gesamte Zugwegpopulation unter 40.000 Vögel.

- Bestand weder mäßig noch stark abnehmend, jedoch Brutbestand unter 2.500 Paare und kein Randvorkommen eines größeren außereuropäischen Bestands, oder europäischer Winterbestand und gesamte Zugwegpopulation unter 10.000 Vögel.

Bestand Bestand Deutscher Anteil inEuropean Anhang deutsche deutsche Anteil der biog. Schutz-

Art threat VRL Nordsee Ostsee Population gebieten [%]Sterntaucher gefährdet I 12.600 750 1,3 37Prachttaucher gefährdet I 1.200 800 0,2 25 - 31Haubentaucher nicht gefährdet -Rothalstaucher nicht gefährdet - 1.000 1,0 32Ohrentaucher (nicht gefährdet) I 630 18,0 56Basstölpel lokal verbreitet - 1.500 0,5Kormoran nicht gefährdet -Eiderente nicht gefährdet - 152.000 242.000 38,0 > 90Eisente nicht gefährdet - 596.000 29,0 80Trauerente nicht gefährdet - 61.000 242.000 12,0 > 90Samtente lokal verbreitet - 63.600 6,4 91Mittelsäger nicht gefährdet - 150 13.500 8,0 42Zwergmöwe abnehmend - 1.800 50 2,2 ?Lachmöwe nicht gefährdet -Sturmmöwe abnehmend - 58.400 3,4Silbermöwe nicht gefährdet -Heringsmöwe nicht gefährdet - 58.700 11,0Mantelmöwe nicht gefährdet - 25.900 5,5Dreizehenmöwe nicht gefährdet - 18.800 0,9Brandseeschwalbe abnehmend I 4.400 2,6Flussseeschwalbe nicht gefährdet I 5.400 500 1,0 ?Küstenseeschwalbe nicht gefährdet I 2.700 50 0,6 ?Trottellumme nicht gefährdet - 32.800 1,5Tordalk nicht gefährdet -Gryllteiste abnehmend - 750 1,9 95

( ), genauer Status unbekannt, schlechte Datengrundlage


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Tab. 35: Vorrangig zu betrachtende Arten gemäß Listung im Anhang I EU-VRL und/oder > 10 % deutscher Anteil der biogeografischen Population und/oder internationale Bedeutung (1%-Kriterium und Samtente).


Monitoringprogramme in der AWZ In der „European-Seabirds-at-Sea“ (ESAS) Datenbank werden Daten zusammengestellt, die seit über 20 Jahren bei standardisierten Seevogelzählungen im Rahmen systematischer und unsystematischer Erfassungen (Forschungsvorhaben, Umweltverträglichkeitsstudien) in Nord- und Ostsee mit dem Schiff erhoben werden. Dies ist die längste und umfangreichste Datensammlung über Seevögel in Nord- und Ostsee. Das ESAS Programm ist jedoch nicht mit kontinuierlichen Erhebungen verbunden.

Das Verbundprojekt „Marine Warmblüter in Nord- und Ostsee“ (MINOS) untersuchte im Teilprojekt 5 das Vorkommen von Seevögeln auf See. Es wurden ein Zwischenbericht in 2003 und der Endbericht in 2004 vorgelegt. Im Rahmen des Projektes erfolgte erstmals eine quasi synoptische Erfassung der Seevogelbestände in Nord- und Ostsee mit dem Flugzeug. Im Folgeprojekt MINOS + Teilprojekt 5 wird die zeitlich-räumliche Variabilität der Seevogel-Vorkommen in der deutschen Nord- und Ostsee und ihre Bewertung hinsichtlich der Offshore-Windenergienutzung untersucht. Das Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (FKZ 03299946 B) fördert die am FTZ durchgeführte Untersuchung (Ansprechpartner: Nele Markones, Philipp Schwemmer, Nicole Sonntag, Dr. Stefan Garthe). Ein Zwischenbericht wurde 2005 vorgelegt, der Endbericht ist für 2007 angekündigt.

Ein Bericht über die Verteilung von Rastvögeln in der deutschen AWZ von Nord- und Ostsee (ERASNO) wurde von Garthe (2003) vorgelegt, in dem insbesondere Auswertungen der ESAS–Datenbank vorgenommen wurden.

Erfassung von Meeressäugetieren und Seevögeln in der deutschen AWZ von Nord- und

Artname Arten ArtenOstsee Nordsee

Sterntaucher x xPrachttaucher x x

Ohrentaucher x

Eiderente x xEisente xTrauerente x xSamtente x

Heringsmöwe xSturmmöwe xZwergmöwe x x

Brandseeschwalbe xFlussseeschwalbe xKüstenseeschwalbe x


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Ostsee (EMSON). Das Forschungsvorhaben wird durch das BfN gefördert (FKZ 802 85 260) und vom FTZ (Ansprechpartner: Nicole Sonntag, Tanja Weichler, Bettina Mendel, Dr. Stefan Garthe) bearbeitet. Der Endbericht wurde im Februar 2007 vorgelegt (Sonntag et al. 2007).

Weitere bisherige und laufende Zählprogramme betreffen insbesondere die Küstengewässer und sind auch für die Umsetzung des küstenfernen Natura 2000 Monitoring- und Berichtspflichtenkonzepts in der deutschen Nord- und Ostsee von Interesse. Für den vorzuschlagenden Probenplan (s. u.) gilt es, bestehende Gebietsabdeckungen und Erfassungszeiten der folgenden küstennahen Monitoringprogramme der Länder zu prüfen und zu berücksichtigen.

Küstennahes Monitoring der Länder Mecklenburg-Vorpommern Gebiet: küstennahe Gebiete werden flächendeckend gezählt, küstenferne Gebiete (Oderbank) wurden nicht in jedem Jahr erfasst.

Arten: Meeresenten, Seetaucher

Methode und Zählintervall:

Erfassungen von Meeresenten aus dem Flugzeug erfolgten seit 1992 im Auftrag des Umweltministeriums Mecklenburg-Vorpommern. Bisher fand zumeist eine Befliegung im Winter in unterschiedlichen zeitlichen Abständen statt:

- 1992 bis 1997 jährlich

- 1999, 2001, 2003,

- erneut im Februar und März 2007

Die in Abb. 32 dargestellte effektive Zählstrecke von 1.400 km konnte 2007 in zwei Flugtagen geflogen werden. Der Abstand der Transekte wurde gegenüber den Erfassungen von H.-W. Nehls westlich von Rügen von zwei auf drei Kilometer und auf der Oderbank von drei auf sechs Kilometer ausgedehnt. Die Oderbank wurde früher wenig systematisch und mit meist geringerer Gebietsabdeckung erfasst, zeitweise wurden auch der Greifswalder Bodden oder das Oderhaff überflogen. Im Bereich der Oderbank wurden 2007 auch Teile der AWZ und das SPA „Pommersche Bucht“ abgedeckt. Dieser Flugaufwand, insbesondere mit der Gebietsabdeckung auf der Oderbank, ist nicht durch ein künftiges Monitoring des Landes gesichert. Die 2007 erreichte Gebietsabdeckung auf der Oderbank war durch Synergien mit weiteren Zählvorhaben möglich. Derzeit besteht für Mecklenburg-Vorpommern kein langfristig gesichertes küstennahes Monitoringprogramm.

Bearbeiter: bis 2003 H.-W. Nehls, in 2007 Institut für Angewandte Ökologie (IFAÖ) im Auftrag des LUNG.


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Abb. 32: Im Februar 2007 im Rahmen des küstennahen Monitorings in 2007 durch das IFAÖ geflogene Transekte.

Schleswig-Holstein Gebiet: küstennaher Bereich der Ostsee in Schleswig-Holstein.

Arten: alle Wasservögel einschließlich Meeresenten.


Wasservögel werden an der Küste und im Binnenland von Land im Rahmen der internationalen Mittwinterzählung seit Jahrzehnten gezählt. Darüber hinaus wurden im Auftrag des Landesamtes für Natur und Umwelt (LANU) von 1986 bis 1993 in jedem Jahr fünf Befliegungen durchgeführt. Ab 1994 waren jährlich zwei und seit 2002 drei Erfassungen geplant. Aktuell sollen im Rahmen des küstennahen Monitorings drei Flüge in jedem Winter durchgeführt werden, von denen zwei Zählungen küstenparallel etwa der 10 m Tiefenlinie folgen und auch einige Flachgründe (z. B. Flügger Sand westlich von Fehmarn) abdecken (Abb. 33). Diese Flüge sind Suchflüge und zielen auf die Bestände in den Hauptvorkommensgebieten ab. In einem anderen Ansatz folgt ein weiterer Flug entlang der im Rahmen der MINOS-Programme festgelegten Flugstrecke (Abb. 43) und erfasst damit auch den küstenfernen Bereich der schleswig-holsteinischen Ostsee. Es wird angestrebt, sowohl eine küstennahe als auch die küstenferne Zählung möglichst zeitnah zur landgestützten Mittwinterzählung (etwa 15. Januar jeden Jahres) durchzuführen.

Bearbeiter: derzeit N. Kempf und Biola.


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Abb. 33: Flugstrecke für die küstennahe Erfassung von Meeresenten (insbesondere für Eiderente) in der schleswig-holsteinischen Ostsee (1x pro Winter, Kempf briefl.).

Gebiet: Küstennaher Bereich der schleswig-holsteinischen Nordsee.

Arten: Meeresenten und Brandente.


Für die Erfassung der Bestände von Eiderente, Brandente und Trauerente werden pro Jahr vier Flüge als Suchflug bei Niedrigwasser durchgeführt. Dabei werden der Mittwinterbestand bei einem Zählflug im Januar, der Mauserbestand bei zwei Zählflügen in Juli und August und der Herbstbestand bei einem Flug im Oktober erfasst. Lediglich westlich von Eiderstedt wird dabei eine Schleife zur Erfassung von Trauerenten in etwas größerer Entfernung zur Küste geflogen. Bei geeigneten Wetterbedingungen erfolgt der Rückflug mit dem Ende der Eiderentenerfassung von List/Sylt in etwa zwei Kilometern Entfernung zur Küsten- bzw. Außensandlinie, um hier ebenfalls Trauerentenvorkommen zu erfassen. Insgesamt decken diese Flüge somit fast ausschließlich einen schmalen küstennahen Abschnitt ab (Abb. 34).

Bearbeiter:

Diese Zählungen erfolgen im Auftrag des Landesamtes für den Nationalpark (NPA) Tönning, z. Z. durch N. Kempf.


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Abb. 34: Flugstrecke für die küstennahe Erfassung von Eiderente, Brandente und Trauerente (Kempf briefl.).

Im Rahmen des Monitorings des Landes Schleswig-Holstein werden Trauerenten gemäß dem Transektdesign der Abb. 34 bei je zwei Flügen im Frühjahr und Sommer sowie bei je zwei Flügen im Herbst und Winter während eines Berichtszeitraumes gezählt (Tab. 36).


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Abb. 35: Anzahl, Ausrichtung und Länge der Transekte für das Monitoring der Trauerente in Schleswig-Holstein (Abstand: 3 und 6 km, effektiver Aufwand: 680 km). Dieser Aufwand könnte bei Etablierung des Transektdesigns gemäß Abb. 38 wegfallen.

Monitoring von Seevögeln in der 12-Seemeilen-Zone der schleswig-holsteinischen Nordsee Gebiet: 12-Seemeilen-Zone der schleswig-holsteinischen Nordsee.

Für den küstennahen Bereich der schleswig-holsteinischen Nordsee im Rahmen von NATURA 2000 haben sich Weichler & Garthe (2004) auf einen enger gefassten küstennahen Bereich bezogen („Walschutzgebiet“ und den Offshore-Bereich vor Dithmarschen innerhalb des SPA „Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer“ sowie das SPA „Helgoländer Bucht“).

Arten: Für diesen Monitoringvorschlag wurden folgende elf Arten ausgewählt, die in der Nordsee näher zu untersuchen sind. Neben den Rastvogelarten wurden in dem Konzept auch drei Helgoländer Brutvögelarten benannt.

• Arten, die im Anhang I der EU-Vogelschutzrichtlinie geführt sind: Sterntaucher, Prachttaucher, Zwergmöwe, Brandseeschwalbe, Flussseeschwalbe, Küstenseeschwalbe

• Arten, die zu den wichtigsten wandernden Vogelarten gemäß EU-Vogelschutzrichtlinie zählen: Eiderente, Trauerente

• Ausgewählte Helgoländer Brutvögel: Basstölpel, Dreizehenmöwe, Trottellumme

Methode, Zählintervall und Bearbeiter:

Das FTZ begann 2004 mit einem Monitoring, welches auf vier Komponenten basiert (Weichler & Garthe 2004):

1. Alle drei Jahre Durchführung einer Gesamterfassung mit dem Flugzeug an drei Terminen (Früh/ Hochwinter, Spätwinter/ frühes Frühjahr und Brutzeit).

2. Alle fünf Jahre ganzjährige Erfassung in wechselnden Schwerpunktgebieten.


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3. Kontinuierliches, ganzjähriges Monitoring von Bord solcher Schiffe aus, die im Rahmen anderer Aktivitäten regelmäßig bestimmte Strecken befahren (z. B. Fähren).

4. Nutzung von Daten, die im Rahmen anderer Aktivitäten anfallen.

Eine Übersicht über den Zeitplan des laufenden küstennahen Monitorings zeigt Tab. 36.

Tab. 36: Übersicht des laufenden küstennahen Monitorings des Landes Schleswig-Holstein (aus Weichler & Garthe 2005).

Monitoring von Seevögeln in der 12-Seemeilen-Zone der niedersächsischen Nordsee Gebiet: küstennahe niedersächsische Nordsee

Arten: Meeresenten und Brandente


Pro Jahr finden zwei Zählflüge statt. Im Juli/August werden die Mauserbestände von Eiderente, Trauerente und Brandente, im Januar/Februar die Mittwinterbestände von Eiderente und Trauerente per Suchflug gezählt. Außerhalb des Wattenmeeres liegen einige Transektabschnitte im Westen nördlich von Borkum und Juist (Abb. 36). Im Wattenmeer selbst werden keine Transekte abgeflogen, sondern bei Niedrigwasser insbesondere entlang der Priele rastende Vögel gezählt.

Bearbeiter:

Die Erfassung von Meeresenten und Brandente in Niedersachsen erfolgt im Auftrag der Nationalparkverwaltung, Wilhelmshaven zurzeit durch G. Scheiffarth.


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Abb. 36: Flugstrecke für die Erfassung von Meeresenten insbesondere Eiderente, wobei Trauerente und Brandente ebenfalls erfasst werden (Scheiffarth briefl.).

Die Aktivitäten der Länder Schleswig-Holstein und Niedersachsen sind im Hinblick auf die Erfassungstermine der Eiderente in der Nordsee hinsichtlich Mauser- und Mittwinterbestände gut untereinander abgestimmt.


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Grundsätzlich sind zwei unterschiedliche Schwerpunkte bei der Konzeption eines küstenfernen Monitorings möglich. Dies sind (1.) das Monitoring der einzelnen Arten in der gesamten AWZ und (2.) das Monitoring der Arten in den einzelnen Schutzgebieten (SPAs). Es wird ein Probenplan vorgeschlagen, welcher beide Ansätze integriert (s. u.). Bei Seevögeln ist, wie bei Meeressäugern auch, zu beachten, dass die einzelnen Arten sich weit über politische Grenzen hinaus bewegen, so dass selbst ein großräumiges Gebiet wie die Deutsche Bucht nur einen relativ kleinen Ausschnitt in ihrem Jahreslebensraum darstellt. Im Sinne der Zielsetzung des Natura 2000-Monitorings, die Entwicklung von Populationen geschützter Arten zu verfolgen, ist eine möglichst großräumige Koordination der Zählungen von hoher Bedeutung. Dies bedeutet, dass Zählungen in den Küstengewässern und in der AWZ und möglichst auch mit den Nachbarstaaten synchronisiert sein müssen. Zur Erfassung der Bestände von Wat- und Wasservögeln wird dazu international vorrangig eine Mittwinterzählung durchgeführt. Für einzelne Arten, wie Gänse oder Limikolen (Goldregenpfeifer, Kampfläufer), werden von internationalen Gremien, wie der Wader Study Group, Synchronzählungen an anderen Terminen koordiniert. Die Durchführung großräumig synchroner Zählungen erscheint vor dem Hintergrund der hohen Mobilität der Seevögel von großer Bedeutung. Zählungen, die sich an regionalen Maximalbeständen in unterschiedlichen Zeiten orientieren, führen unweigerlich zu Doppelzählungen und ermöglichen kein Populationsmonitoring, wie es gerade aus EU-Sicht für die Bewertung der Erhaltungszustände von Bedeutung ist. Synchrone Zählungen müssen nicht zwangsläufig zu Mittwinter durchgeführt werden, zumal die Erfassungsbedingungen im Frühjahr mit zunehmender Tageslänge und besseren Wetterbedingungen günstiger werden. Da international jedoch die Mittwinterzählung in den Küsten- und Binnengewässern etabliert ist, wird diese als Ausgangspunkt für die Planung der Seevogelzählungen genommen. Im Hinblick auf die Bewertung der Bedeutung definierter Bereiche wie der beiden SPAs in der deutschen AWZ kann es darüber hinaus sinnvoll und wichtig sein, weitere Zählungen durchzuführen, wenn die Bestandsmaxima relevanter Arten nicht ausreichend bei einer Mittwinterzählung erfasst werden können oder andere Messgrößen (z. B. Mauservorkommen der Trauerente) Ziel der Untersuchung sind. Diese Zählungen dienen primär der Überwachung der Bedeutung regionaler Gebiete.

Erfassungsmethode, Methoden der Datenerfassung Folgende Methoden stehen grundsätzlich für die Erfassung und die Bewertung des Erhaltungszustandes für Vögel zur Verfügung, die für ein systematisches Monitoring genutzt werden können und relevante Aussagen über absolute und relative Bestandsveränderungen treffen.

1. Sichtbeobachtungen auf Streifentransekten aus dem Flugzeug.

2. Sichtbeobachtungen auf Streifentransekten vom Schiff.

Sichtbeobachtungen auf Streifentransekten aus dem Flugzeug (kurz „Flugzeugzählungen“)

Die Erfassung von Seevögeln aus dem Flugzeug folgt einer Methodik, die ursprünglich vom dänischen National Environmental Research Institute (NERI) entwickelt und anschließend von Diederichs et al. (2002) und von Camphuysen et al. (2004) präzisiert wurde. Dabei wird das zu untersuchende Seegebiet auf festgelegten, parallelen Transekten beflogen und die vorhandenen Seevögel nach einem standardisierten Schema optisch erfasst.


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Im Rahmen der Zählungen der MINOS-Projekte wurde die Methodik in der deutschen Nord- und Ostsee umgesetzt, indem parallele Transekte in der Nordsee mit einer Flugstrecke von 3.400 km (vier Flugtage) und in der Ostsee mit einer Flugstrecke von 2.600 km (drei Flugtage) abgeflogen wurden. Aufgrund der kürzeren Tageslänge sind im Mittwinter zwei zusätzliche Flugtage notwendig, um bei gleicher Gesamtstrecke eine Gesamterfassung durchzuführen. Durch den zeitweiligen Einsatz von zwei Flugzeugen konnte dieser Aufwand z. B. im Frühjahr 2002 in insgesamt fünf Tagen geleistet werden, so dass eine quasi-synoptische Erfassung erreicht wurde.

Die Orientierung der Transekte wurde so ausgerichtet, dass sie Tiefenlinien und Frontensysteme der Wasserkörper möglichst senkrecht schneiden. Die Wendepunkte werden im GPS der Flugzeuge abgespeichert und dienen der Navigation während des Fluges.

Aus Sicherheitsgründen werden Offshore-Erfassungen nur mit zweimotorigen Flugzeugen durchgeführt (z. B. Partenavia P68). Das Flugzeug bewegt sich in einer Höhe von 76 m (250 Fuß) und einer Geschwindigkeit von 185 km/h (100 Knoten).

Drei Zähler erfassen kontinuierlich alle Vögel. Ein Zähler sitzt auf der Rückbank und wechselt vor Beginn jeden Transektes je nach Lichtbedingungen auf die Seite mit den besten Zählbedingungen. Ein zweiter Zähler sitzt auf der linken Seite hinter dem Piloten und ein dritter Zähler auf der rechten Seite hinter dem Co-Pilotensitz. Vor Beginn einer Zählung erhält jeder Zähler eine digitale Uhr, deren Zeit sekundengenau mit der Zeit des GPS-Gerätes synchronisiert ist. Die Zähler sprechen alle Beobachtungen mit sekundengenauer Uhrzeit auf Diktafone auf. Bei Vogelsichtungen werden Art (und wenn möglich Alter und Geschlecht), Anzahl, Verhalten und Entfernung festgehalten. Es wird eine größtmögliche zeitliche Auflösung angestrebt. Bei einer sehr hohen Vogeldichte werden Beobachtungen über maximal zehn Sekunden zusammengefasst (etwa 500 m Flugstrecke).

Bei der Streifentransektuntersuchung werden auf jeder Seite des Flugzeugs 90° zur Flugrichtung drei Entfernungsklassen (Transektstreifen) mit Hilfe von prismatischen Winkelmessern gemessen und die Tiere diesen Bändern zugeordnet (Band A: 60° bis 26°, Band B: 25° bis 11° und Band C: 10° bis zum Horizont). Die Zähler konzentrieren sich bei der Erfassung auf die beiden Streifen A und B. Der Streifen C wird nur bei sehr guten Sicht- und Seebedingungen und bei der Erfassung von frühzeitig auffliegenden Entenschwärmen beachtet.

Mittlerweile sind mehrere Flugzeuge mit nach außen gewölbten Scheiben ausgerüstet (bubble windows). Diese Scheiben erlauben es, über einen Winkel von 60° hinaus unter das Flugzeug zu schauen (bis maximal 85°). Jedoch nimmt die Erfassungswahrscheinlichkeit der Tiere durch die kurze Beobachtungszeit bei steilerem Blickwinkel ab. Daher werden Sichtungen aus diesem Bereich zwischen 85 und 60° einem gesonderten Streifen (D) zugeordnet. Das Verhalten der beobachteten Vögel wird in vier verschiedenen Kategorien erfasst: schwimmen, abtauchen, auffliegen und fliegen.

Parameter, welche die Verteilung der Vögel beeinflussen könnten, z.B. Schiffe, Frontenlinien zwischen Klar- und Trübwasser, Algenkonzentrationen, Schaum- oder Müllfronten, Ölflächen oder ähnliches werden sekundengenau angegeben. Erfassungsbedingungen, wie Sicht, Seegang usw. werden ebenfalls auf Diktafon festgehalten. Nach Ende eines Transektes beurteilt der Zähler die Gegenlichtbedingungen des gezählten Transektes auf einer Skala von 0 (= optimale Bedingungen) bis 3 (Zählung aufgrund von Gegenlicht nicht möglich). Transektseiten mit eingeschränkter Sicht (2 und 3) werden bei der Auswertung nicht berücksichtigt.


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Die Bestimmung der meisten Arten aus dem Flugzeug ist unproblematisch, setzt jedoch eine Gewöhnung an die Beobachtungsbedingungen voraus. Für eine präzise Durchführung der Zählung ist es daher wichtig, dass die Beobachter über sichere Artenkenntnis verfügen und mit Flugzeugzählungen vertraut sind. Voraussetzung für eine gute Erfassung ist eine ruhige Wasseroberfläche. Daher sind ideale Bedingungen nur bei Windstille und gute Bedingungen nur bis zu einer maximalen Windgeschwindigkeit von zehn Knoten (~ 5 m/s, 3 Bft.) gegeben.

Einige einander sehr ähnliche Arten können vom Flugzeug aus nicht immer sicher unterschieden werden. Sie werden zu folgenden Gruppen zusammengefasst:

Sterntaucher / Prachttaucher,

Trauerente / Samtente

Trottellumme / Tordalk,

Flussseeschwalbe/ Küstenseeschwalbe/ z. T. Brandseeschwalbe,

immature Großmöwen.

Das Standarduntersuchungskonzept (StUK III des BSH 2007) präzisiert den Methodenstandard für Streifentransektuntersuchungen aus dem Flugzeug von Diederichs et al. (2002) und beschreibt damit auch den Standard, welcher im Rahmen des küstenfernen Monitorings eingesetzt werden sollte.

Einen festgelegten Standard für Dichteberechnungen für Flugzeugzählungen gibt es bisher noch nicht, könnte aber im Rahmen des küstenfernen Monitorings gesetzt werden. Bisher wurden folgende verschiedene Ansätze aufgezeigt. Garthe et al. (2004) haben Mindestdichten ohne Berücksichtigung artspezifischer Korrekturfaktoren angegeben. Diederichs et al. (2004) haben exemplarisch Linientransektuntersuchungen beim Seetaucher mit einzelnen Entfernungsmessungen durchgeführt und über das Programm Distance (Thomas et al. 1998) Dichten berechnet. Mit Hilfe von Streifentransektuntersuchungen (differenziert in die Streifen A/B/C) haben Petersen et al. (2006) mit dem Programm Distance Dichten berechnet und diese mit geostatistischen Verfahren in die nicht untersuchte Fläche extrapoliert und mit verschiedenen Parametern korreliert (Generalised Additive Models, GAMs). Die bisherigen Erfahrungen zeigen, dass Dichteberechnungen und die Berechnung von Beständen mit den Daten von Flugzeugzählungen möglich sind. Damit ist eine wesentliche Voraussetzung für den Einsatz dieser Methode für das Natura 2000-Monitoring erfüllt. Eine Weiterentwicklung und Standardisierung der Datenerhebung und –auswertung erscheint jedoch als bedeutend.


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Effekte niedrigen Flugverkehrs auf rastende Seevögel – Erfahrungsbericht von Flugzeugzählungen (zusammengestellt von V. Dierschke)

Wie Fluchtreaktionen gegenüber dem Flugzeug bei den Zählungen einzuschätzen sind, wurde in einer Übersicht im MINOS-Endbericht dargestellt (Garthe et al. 2004). Demzufolge zeigen die meisten Seevogelarten keine oder wenig Reaktion. Starke Fluchtbewegungen gibt es dagegen bei Trauer- und Samtenten sowie in geringerem Ausmaß bei der Eisente (Tab. 37). Tab. 37: Fluchtreaktion der 35 in deutschen Gewässern vorkommenden Seevogelarten (nach Garthe et al. 2003) gegenüber dem Erfassungsfahrzeug bei Zählungen vom Flugzeug aus. A: selten auffliegend/abtauchend; B: gelegentlich auffliegend/abtauchend; C: meistens auffliegend/abtauchend. Nach Angaben von A. Diederichs, V. Dierschke, J. Kotzerka , P. Schwemmer und N. Sonntag. Quelle: Garthe et al. 2004, MINOS-Endbericht.

Eine detaillierte Betrachtung der Zählergebnisse (Tab. 38) zeigt, dass Fluchttauchen offenbar keine Rolle spielt, denn es wird nur selten registriert. Am häufigsten wurden vor dem Flugzeug abtauchende Trauerenten während der Mauserzeit auf der Oderbank festgestellt (knapp 12 % aller beobachteten Vögel). Es kann aber wegen des bei der Zählung nicht nach vorn, sondern zur Seite gerichteten Blicks nicht ausgeschlossen werden, dass deutlich vor dem Flugzeug bereits weitere Individuen abtauchen bzw. dass dieses Verhalten auch bei anderen Arten auftritt.

Hohe Anteile fliegender Vögel betreffen bei Basstölpel und Zwergmöwe fast ausschließlich Nahrung suchende Tiere, bei Trauer- und Samtenten jedoch nahezu ausschließlich Fluchtbewegungen. Dies wird auch an den nur bei diesen Arten hohen Anteilen auffliegender, d. h. bei Annäherung des Flugzeugs von der Wasseroberfläche startender Vögel deutlich. Bei Trauer- und Samtente betreffen deshalb die fliegenden Vögel zumeist solche, die aufgrund der Störung durch das Zählflugzeug schon aufgeflogen sind, bevor sie ins Blickfeld des Beobachters gerieten.

Eine Nachfrage bei Ib Krag Petersen (NERI, Dänemark) ergab, dass der Störeffekt durch tief fliegende Flugzeuge auch bei einer Flughöhe von 600 Fuß auftritt. Dabei tritt die Reaktion der Meeresenten schon früher ein, vermutlich weil sie das Flugzeug bereits aus größerer Entfernung erblicken oder hören können.


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Anmerkung: Für zivile Flugzeuge gilt in Deutschland die sog. Sicherheitsmindesthöhe von 2000 Fuß, die bei tief liegender Bewölkung bis auf 500 Fuß herabgesetzt werden darf. Dies gilt sowohl über Land als auch über dem Meer (Zählflüge in 250 Fuß finden mit Sondergenehmigung statt).

Tab. 38: Verhalten ausgewählter Seevogelarten bei Flugzeugzählungen in der deutschen Nord- und Ostsee (38 Befliegungen von Februar 2003 bis Februar 2005). Es ist zu beachten, dass „Fliegen“ sowohl Nahrungssuche, Zug und Ortswechsel als auch Reaktion auf Störungen durch das sich annähernde Zählflugzeug beinhaltet. „Auffliegen“ betrifft in den meisten Fällen eine Reaktion auf das sich annähernde Zählflugzeug, bei „Abtauchen“ ist der Grund meist unklar (Ausnahme: bei Trauer- und Samtente Reaktion auf Störung). Quelle: FTZ unveröff.

Sichtbeobachtungen auf Streifentransekten vom Schiff (kurz „Schiffzählungen") (verändert nach Sonntag et al. 2007)

Die Methode ist seit vielen Jahren international standardisiert und wurde erstmalig von Tasker et al. (1984) vorgestellt. Webb & Durinck (1992) schrieben die Methode fort. Eine aktuelle Erläuterung liefern Garthe et al. (2002). Dabei wird ein seegängiges Schiff mit einer Geschwindigkeit von in der Regel zehn Koten eingesetzt, das eine Augenhöhe des Beobachters von mindestens 5 m (besser 7 m) über dem Wasserspiegel gewährleistet. Die Erfassungen erstrecken sich jeweils über die gesamte Hellphase eines Tages. Vom Peildeck bzw. von der Nock werden von zwei Beobachtern alle anwesenden Vögel auf einem 300 m breiten Transekt, der links oder rechts der Kiellinie des Schiffes liegt, in 1-Minuten-Intervallen erfasst. Vögel außerhalb des Transektes werden auch notiert, gehen aber nicht in spätere Dichteberechnungen ein. Solche Daten können über seltene Arten Auskunft geben oder z.B. für Verhaltensanalysen verwendet werden. Der eindeutige Schwerpunkt liegt auf der Erfassung von Vögeln im Transekt. Um auf der Basis der erhobenen Daten später eine korrekte Berechnung von Vogeldichten zu ermöglichen, muss die Methodik strikt befolgt


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werden und auf die Schnappschusstechnik für fliegende Vögel geachtet werden. Sinnvoll ist ein Schnappschuss zu jeder vollen Minute. Bei einer Geschwindigkeit von 10 kn legt ein Schiff pro Minute fast genau 300 m zurück. Diese Schiffsgeschwindigkeit ist für die Schnappschusstechnik ideal, da die Vögel jeweils in einer quadratischen Fläche mit 300 m Kantenlänge zu zählen sind. Bei schwimmenden Vögeln wird außerdem die Entfernung senkrecht zur Kiellinie des Schiffes notiert (Tab. 3.1 in Webb & Durinck 1992). Sie ist unter Umständen für eine Dichtekorrektur erforderlich. Zur Erfassung von Seetauchern, Lappentauchern und Meeresenten ist die herkömmlich verwendete Methode nach Tasker et al. (1984) nicht ausreichend. Diese Artengruppen zeichnen sich dadurch aus, dass sie aufgrund der Störung durch das fahrende Schiff mitunter sehr weit (> 1 km) vor dem Schiff auffliegen und daher mit bloßem Auge oftmals übersehen werden (Garthe et al. 2002). Für die Erfassung von Lappentaucher-, Seetaucher- und Meeresenten-Vorkommen ist es daher unerlässlich, regelmäßig (zweimal pro Minute), in vielen Fällen auch kontinuierlich, mit dem Fernglas nach vorne suchend Ausschau zu halten. Dieses kann allerdings nur von einer weiteren Person geleistet werden, da sonst andere Vogelarten, vor allem überfliegende Individuen, übersehen werden (Garthe et al. 2002). In solchen Gebieten sind daher oftmals drei Beobachter je Schiffsseite nötig. Aus diesen Gründen müssen insbesondere in der Pommerschen Bucht aufgrund der großen Vogelvorkommen gleichzeitig drei Beobachter eingesetzt werden. Die Position des Schiffes wird automatisch per GPS-Gerät mit Speicherfunktion im Minutenabstand registriert, so dass alle Vogelbeobachtungen geographisch zugeordnet werden können.

Problematisch ist die durch das Schiff hervorgerufene Störung und Attraktion von Vögeln. Eine starke Störwirkung ist besonders bei Seetauchern und Meeresenten gegeben. Bei den Meeresenten betrifft dies besonders Trauerenten. Da die Reaktionsentfernung von Vögeln auf Störquellen mit der Größe der Schwärme ansteigt, ist dies vor allem in den Konzentrationsbereichen ein Problem, so dass die Schiffzählungen die diesbezüglichen Probleme der Flugzeugzählungen nicht ausgleichen können. Eine Attraktionswirkung besteht bei Möwen und Seeschwalben, die als ‚Schiffsfolger’ bekannt sind.

Gelegenheitsplattformen (z. B. Bäderschiffe, Forschungsschiffe) können ebenfalls geeignete Plattformen für die Zählung von Vögeln sein. Wesentliche Einschränkungen bestehen jedoch hinsichtlich der unterschiedlichen und nicht beeinflussbaren räumlichen Abdeckung von Seegebieten. Einzelne Gebiete können nicht gezielt nach den Erfordernissen eines Monitorings aufgesucht werden.

Methodenvergleich Flugzeugzählung und Schiffzählung Streifentransektzählungen von Vögeln können wie beschrieben grundsätzlich vom Schiff oder Flugzeug aus erfolgen. Je nach Auffälligkeit der Arten (insbesondere Größe und Färbung) und Verhalten (insbesondere eine eventuelle Fluchtreaktion) sind Schiff und Flugzeug unterschiedlich gut zur Erfassung geeignet. Die jeweilige Eignung von Schiff und Flugzeug für die Erfassung der insgesamt im Rahmen des küstenfernen Monitorings zu berücksichtigenden Arten zeigt Tab. 39. Im späteren Probenplan wird die Plattform hinsichtlich der vorrangig zu berücksichtigenden Arten ausgewählt.


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Tab. 39: Eignung der Beobachtungsplattform Schiff und Flugzeug für die Erfassung einzelner Arten nach eigenen Erfahrungen (+ = mäßig, ++ = gut, +++ = sehr gut geeignet).

Ein grundsätzlicher Vorteil der Flugzeugzählung ist die Möglichkeit, große Seegebiete in kurzer Zeit abdecken zu können. Hinsichtlich der räumlichen und zeitlichen Leistungsfähigkeit ist ein Flugzeugtag zehn Schiffstagen gleichzusetzen. Große Seegebiete können an einem Tag und die gesamte deutsche Nordsee in fünf Tagen, die gesamte deutsche Ostsee in drei Tagen erfasst werden (s. Probenplan). Bei etwas engerem Transektabstand lassen sich die Rastvogelbestände der beiden SPAs Östliche Deutsche Bucht und Pommersche Bucht besonders gut mit Hilfe von Flugzeugen erfassen.

Die Erfassung vom Schiff bietet mehr Zeit und die Möglichkeit der Nutzung von Ferngläsern und damit den Vorteil, einander ähnliche Arten zu unterscheiden sowie Begleitumstände zu notieren, die Aufschluss über die Einflussfaktoren für die Vogelverteilung geben. Das sich langsam bewegenden Schiff erreicht jedoch keine hohe Gebietsabdeckung.. Die

Artname Schiff FlugzeugSterntaucher +Prachttaucher +Seetaucher + +++

Haubentaucher ++ ++Rothalstaucher ++Ohrentaucher +

Kormoran ++ ++Basstölpel ++ +++Eissturmvogel + +++Mittelsäger + ++

Eiderente + ++Eisente + ++Trauerente + +Samtente ++

Mantelmöwe ++ ++Silbermöwe ++ ++Heringsmöwe ++ ++Sturmmöwe ++ ++Dreizehenmöwe ++ ++Lachmöwe ++ ++Zwergmöwe ++ ++

Brandseeschwalbe ++Flussseeschwalbe ++Küstenseeschwalbe ++Seeschwalben ++

Trottellumme +Tordalk +Trottellumme/Tordalk +++Gryllteiste ++ ++


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angenommenen Vorteile bei der Differenzierung schwer unterscheidbarer Arten sollten aber nicht überbewertet werden. Die große Fluchtdistanz der Seetaucher vor dem Schiff erschwert die Unterscheidung beider Seetaucherarten. In den im Wesentlichen auf Schiffzählungen gestützten Auswertungen von Garthe et al. (2003 und 2007) wurden Seetaucher und Seeschwalben ebenfalls nicht nach Arten getrennt. Die Aussagenschärfe der Plattformen gleicht sich also an.

Die Möglichkeit hydrographische oder ernährungsbiologische Kofaktoren während der Erfassungen zu erheben, sind im Rahmen eines Monitoringvorhabens zweitrangig, (nicht aber bei der Ursachenerforschung eventueller ungünstiger Erhaltungszustände).

In einem Methodenvergleich anhand parallel durchgeführter Schiffs- und Flugzeugerfassungen führte bei der Eisente die Schiffzählung zu höheren Dichten, während diese die Verbreitung nicht sinnvoll angeben konnte. Bei der Erfassung von Seetauchern war bei fehlendem Fluchtverhalten die Erfassung aus dem Flugzeug sowohl bei der Berechnung von Dichten als auch bei der Beschreibung von Vorkommen und Verbreitung der Schiffzählung überlegen (Bellebaum et al. 2006). Manche kleine, unauffällige Art (z. B. Ohrentaucher) können allerdings vom Flugzeug aus kaum gesehen werden, so dass für deren Erfassung einzig das Schiff in Frage kommt.

Eine Abschätzung des Zählfehlers, welcher durch die doppelte unabhängige Erfassung auf einer Flugzeugseite möglich ist, wurde noch nicht veröffentlicht. Grundsätzlich können insbesondere Fehler in der Artbestimmung und in der Zuordnung zu den Abstandsklassen (= Entfernungsmessung) auftreten. Hierbei ist insbesondere die Einschätzung relevant, ob Vögel noch zum Streifen B oder bereits zum nicht bei einer Dichteberechnung berücksichtigten Streifen C gehören. Weit vor dem Flugzeug auffliegende Vögel können diese Einschätzung weiter erschweren.

Beschreibung der erhobenen Daten Sichtbeobachtungen auf Streifentransekten aus dem Flugzeug Die ermittelten Anzahlen können als relative Sichtungsrate [n/km] und absolute Dichte [n/km2] angegeben werden. Relative Angaben können bereits ausreichen, um Trends zu erkennen, für die Berechnung von Beständen werden jedoch Dichteangaben benötigt.

Sichtungsrate [n/km]: Anzahl von Vögeln pro effektive Streckeneinheit. Streckenaufwand mit geringer Sichtweite, Gegenlicht oder hoher Seegang wird dabei nicht berücksichtigt.

Dichte [n/km2]: Bei bekannter Erfassungswahrscheinlichkeit an der Grundlinie g(0) und einzelnen Entfernungsmessungen kann eine absolute Dichte mit Hilfe von Distance 5.0 berechnet werden. Dieser Auswertungsschritt wurde bisher nur in Einzelfällen unternommen, da in der der Regel keine Einzelmessungen der Entfernungen vorliegen.

Mit diesen relativen oder absoluten Parametern können Abundanzwerte (Bestände) einzelner Vogelarten berechnet werden. Mögliche Trends können erst nach mehreren Zählwiederholungen aufgezeigt werden. Die dafür erforderliche Zeitspanne hängt von der Anzahl der Zählwiederholungen ab.

Sichtbeobachtungen auf Streifentransekten vom Schiff Sichtungsrate [n/km]: Anzahl von protokollierten Vögeln pro Streckeneinheit.

Dichte [n/km2]: Mit Hilfe von Korrekturfaktoren, die die Erfassungswahrscheinlichkeit eines Vogels berücksichtigen, können absolute Dichten berechnet werden. Die Korrekturfaktoren integrieren die jeweilige entfernungsabhängige Sichtungswahrscheinlichkeit einer Vogelart.


121

Mit beiden Plattformen, Flugzeug und Schiff, können relative Sichtungsraten und absolute Dichteangaben erhoben werden, die Angaben zum Erhaltungszustand der Vogelarten wie Bestandsgröße sowie Vorkommen und Verbreitung liefern.

Methoden der Datenauswertung Berechnung von Vogeldichten anhand von Sichtbeobachtungen auf Streifentransekten aus dem Flugzeug

Für die Auswertung der Daten von Flugzeugzählungen, insbesondere für Dichteberechnungen, wurde bisher kein einheitlicher Auswertungsstandard festgelegt. Es wurden für einzelne Vogelarten Sichtungsraten pro Streckenabschnitt (z. B. pro 3 km) und Zähler angegeben (Diederichs et al. 2004). Für die Berechnung von absoluten Dichten beziehen Garthe et al. (2003) bei guten Beobachtungsbedingungen die Artensummen der Streifen A und B, bei schlechten Beobachtungsbedingungen ausschließlich die Artensumme im Streifen A auf die untersuchte Fläche (Länge der geflogenen Transekte x Breite des beobachteten Streifens). Dabei handelt es sich um Mindestdichten, da Korrekturfaktoren, welche insbesondere die Auffälligkeit der Art berücksichtigen, nicht angewendet wurden. Eine artspezifische entfernungsabhängige Entdeckungswahrscheinlichkeit (Anpassungs-funktion mit Hilfe der Software DISTANCE) wurde nicht ermittelt. Ein Zählfehler (perception bias) für übersehene Tiere durch doppelte Zählung von Transektseiten wurde ebenfalls nicht bestimmt. Im dänischen Monitoring von Wasservögeln, das landesweit auf Flugzeugzählungen basiert, werden die Bestandsdichten mit Hilfe von Distance-Sampling in Verbindung mit geostatistischen Verfahren berechnet (Petersen et al. 2006).

Bei der Berechnung von Dichten ist eine Berechnung der entfernungsabhängigen Erfassungswahrscheinlichkeit (Distance-Sampling) mit entsprechenden Programmen theoretisch möglich (Buckland et al. 1993, Buckland et al. 2001). Dies setzt jedoch eine relativ genaue Entfernungsmessung der gesichteten Vögel, z. B. mit Hilfe eines Winkelmessers, voraus. Dieser relativ hohe Aufwand ist bei einer gleichzeitigen quantitativen Erfassung nur für relativ seltene Arten (etwa Seetaucher) machbar, und es kann sinnvoll sein, dass z. B. ein zusätzlicher Zähler Entfernungsmessungen vornimmt. Bisher ist diese Auswertungsmethode kein Methodenstandard, wurde aber bereits von Diederichs et al. (2004) exemplarisch angewendet.

Die Anwendung dieser Auswertungsmethode setzt einige Gegebenheiten voraus:

Å Die Sichtungshäufigkeit nimmt mit zunehmender Entfernung zur Grundlinie in mathematisch berechenbarer Weise ab („half-normal“ oder „hazard-rate“ Modell).

Ç Nahe der Grundlinie werden alle Tiere gesehen: g(0)=1, oder g (0) < 1 ist bekannt

É Die Tiere reagieren nicht auf die Beobachtungsplattform, d. h. insbesondere der Abstand zur Grundlinie bleibt unverändert.

Ñ Transekte liegen zufällig in Bezug auf die Verteilung der Tiere und ermöglichen somit eine Extrapolation der Ergebnisse auf die gesamte Untersuchungsfläche.

Ö Die Bestimmung der einzelnen Sichtungsparameter ist exakt: Art, Anzahl, Verhalten, Zeit, Entfernung, GPS-Position und die Bestimmung des effektiven Beobachtungsaufwandes.

Für Dichteberechnungen lässt sich die Distance-Sampling-Methode anwenden (Buckland et al. 1993, Buckland et al. 2001, Programm DISTANCE, Thomas et al. 1998). Im Folgenden wird exemplarisch die Berechnung einer Dichte für Seetaucher dargestellt. Diese Methode beruht auf der Annahme, dass ein bestimmter Anteil der Seetaucher (bzw. Vögel allgemein) aufgrund der hohen Geschwindigkeit bei Flugzeugerfassungen übersehen wird. Daher werden zunächst die Anteile jener Seetaucher ermittelt, die von nur einem bzw. von beiden der auf einer Seite des Flugzeugs sitzenden Zählern gesichtet wurden. Vorraussetzung für


122

die Bestimmung von Doppelsichtungen ist ein Maß für die Nähe von zwei Sichtungen. Beobachtungen beider Zähler von Seetauchern, die innerhalb einer Abstandsklasse lagen und nicht mehr als fünf Sekunden voneinander abwichen, wurden als Doppelsichtung gewertet. Da die Zähler einander nicht hören konnten, gelten sie als unabhängige Beobachtungsplattformen. Unter Anwendung der Formel N = m*c/r (m =Anzahl Seetaucher von Zähler 1, c = Anzahl Seetaucher von Zähler 2, r = Anzahl Doppelsichtungen) konnte ein Korrekturfaktor (Lincoln- oder Petersen-Index, Mühlenberg 1993) errechnet werden, mit Hilfe dessen der Erfassungsgrad bestimmt werden konnte (Tab. 40).

Aus einzelnen Entfernungsmessungen kann die Abnahme der Sichtungswahrscheinlichkeit mit zunehmender Entfernung von der Grundlinie und damit die absolute Dichte berechnet werden.

Tab. 40: Beispiel für eine Erfassungswahrscheinlichkeit von Seetauchern. Bestimmung des Lincoln-Index (Mühlenberg 1993) bei der Zählung vom 24.03.2002 im Untersuchungsgebiet „Butendiek“.

Anzahl „markierter“ Seetaucher von Zähler 1 (m)

111

Anzahl aller gesehener Seetaucher von Zähler 2 (c)

108

Gesamtzahl der „markiert wiedergesehenen“ Seetaucher von Zähler 2 (gemeinsame Beobachtungen, r)

63

Geschätzte Anzahl Seetaucher (N) nach

N = m*c/r

190

Erfassungsgrad 58 %

In weiterer Entfernung nimmt die relative Geschwindigkeit über Grund ab und es befindet sich eine größere Fläche im Blickfeld als wenn nahe der Grundlinie gezählt wird. Dadurch erscheint es für die Zähler einfacher, mit einer leicht schrägen Kopfhaltung in etwa 45° zu sehen. Diese Gegebenheit führte dazu, dass die meisten Seetaucher nicht auf der eigentlichen Grundlinie (60° = 45 m) sondern bei ca. 50° = 60 m) gesehen wurden. Dies führt zu einer Kappung der Entfernungsdaten bei 60 m („left truncation“). Dieses Verfahren ist legitim, da die Seetaucher nicht auf das Flugzeug reagieren und damit nicht in größeren Abständen zur Transektlinie vermehrt auftreten, was anderenfalls die Dichte erhöhen würde.

Es bleibt zu beachten, dass für dieses Beispiel, abweichend von der standardisierten Streifentransektmethode, eine sogenannte Linientransektmethode angewendet wurde. Hierzu wurde jede einzelne Seetauchersichtung mit Hilfe von Winkelmessern eingemessen. Das Beispiel soll zeigen, dass das Prinzip des „Distance-Sampling“ bei Flugzeugzählungen grundsätzlich anwendbar ist. Eine Dichteberechnung anhand der in verschiedenen Entfernungsklassen („Streifen“) eingemessenen Vögel sollte daher auch anwendbar sein, wurde bisher jedoch nicht durchgeführt.


123

Abb. 37: Verteilung von Seetauchern in Abhängigkeit von der Grundlinie bei dem Flug am 24.03.2002 (n =230, left truncation: 50°, entspricht 60 m).

Berechnung von Vogeldichten auf Basis von Sichtbeobachtungen auf Streifentransekten vom Schiff Aus der zurückgelegten Strecke einer Schiffstransektzählung und der Breite des gezählten Streifens ergibt sich der für Dichteberechnungen grundlegende Flächenbezug. Nicht alle Vogelarten sind gleich auffällig. Empirisch ermittelte artspezifische Korrekturfaktoren, mit denen die auf dem Transektstreifen gezählten Vogelzahlen multipliziert werden, um die wahre Zahl anzunähern, wurden als einheitlicher Standard für die ESAS-Datenbank festgelegt (Garthe 2003):

Stern- und Prachttaucher 1,4, Lappentaucher 1,3, Basstölpel 1,1, Meeresenten 1,2, Mittelsäger 1,4, Zwergmöwe 1,4, Sturmmöwe 1,2, Heringsmöwe 1,1, Mantelmöwe 1,1, Dreizehenmöwe 1,4, Trottellumme 1,5 und Gryllteiste 1,8.

Mit Hilfe eines geostatistischen Verfahrens (Ordinary-Kriging, Cressie 1991) können Dichten auf nicht erfasste Streifen zwischen Transekten extrapoliert werden und diese in anschaulichen Verbreitungskarten dargestellt werden.

Die Erfassungsmethode konzentriert sich insbesondere auf die Zählung schwimmender Vögel. Für fliegende Vögel wird die so genannte Snapshot-Methode angewendet, bei der zu jeder vollen Minute auch fliegende Vögel zum Transekt gezählt und bei der Dichteberechnung berücksichtigt werden.

Räumliche und zeitliche Leistungsfähigkeit der Methoden Der Einsatz beider Methoden ist stark wetterabhängig, indem Transektuntersuchungen lediglich ruhige Wetterbedingungen nutzen. Generell sollte der Wind nicht stärker als drei Beauforts (unter zehn Knoten) sein.

Die Zählflüge sollen in verschiedenen Jahreszeiten durchgeführt werden. Für den Zeitraum von Juni bis August gab es in den letzten fünf Jahren auf Helgoland im Mittel insgesamt fünf Tage mit einem Tagesmittel der Windstärke bis zu zwei Beauforts. An insgesamt weiteren 31

0

0.109865

0.219731

0.329596

0.439461

0.549327

0.659192

0.769057

0.878922

0.988788

1.09865

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500

Perpendicular distance in meters


124

Tagen wurden bis zu drei Beauforts gemessen (Tab. 41). Da diese Werte ein Mittel von 24 Stunden darstellen, sind sicherlich auch weitere für einen Flug- oder Schiffstag ausreichend lange Phasen geringerer Windstärke unter diesen Tagen vorhanden, so dass zu dieser Jahreszeit die Windbedingungen an einer ausreichenden Anzahl von Tagen eine Methodenanwendung ermöglichen.

Tab. 41: Mittlere Anzahl der Tage mit 2 bzw. 3 Beaufort auf Helgoland im Sommer (nach Daten des Deutschen Wetterdienstes).

Die Zielarten des Vogelmonitorings werden auch im Mitt- bis Spätwinter (Dezember bis März) erfasst (Tab. 44 und Tab. 45). Hier gibt es in dem gesamten Zeitraum von vier Monaten im fünfjährigen Mittel nur zwei Tage an denen das Tagesmittel der Windstärke bei zwei Beaufort lag. An insgesamt 17 weiteren Tagen wurden in dieser Jahreszeit bis zu drei Beaufort gemessen (Tab. 42). Zwar können auch unter diesen Tagen weitere windarme Phasen auftreten, doch kann in der kälteren Jahreszeit Nebel gerade an sonst windstillen Tagen den Start verzögern oder verhindern. Zudem ist das durch das Tageslicht gegebene Zeitfenster im Winter sehr kurz. Insgesamt sind im Winter nur sehr wenige Tage geeignet, was eine wesentliche Limitierung der Methodenanwendung darstellt.

bis 2 Bft.

Sommer 2006 2005 2004 2003 2002 MittelJuni 2 1 0 1 1 1,0Juli 3 2 1 1 1 1,6August 3 2 0 2 4 2,2Summe 8 5 1 4 6 5

bis 3 Bft.

Sommer 2006 2005 2004 2003 2002 MittelJuni 10 10 7 14 9 10,0Juli 16 14 8 9 6 10,6August 11 7 7 9 18 10,4Summe 37 31 22 32 33 31


125

Tab. 42: Mittlere Anzahl der Tage mit 2 bzw. 3 Beaufort auf Helgoland im Winter (nach Daten des Deutschen Wetterdienstes).

In der Regel ist bei Sonnenschein die Zählung auf einer Transektseite beeinträchtigt, was bei der Bestimmung des effektiven Aufwandes berücksichtigt wird.

Weitere zeitliche Einschränkungen entstehen durch Aktivitäten des Militärs in ausgewiesenen Schießgebieten (Nordsee z. B. D 41/ D 46), die zu einer zeitweisen Sperrung des Luftraumes führen können. Schießübungen werden hier bei Tageslicht, guten Sichtbedingungen und bis zu einer Wellenhöhe von drei Metern durchgeführt. Die Flugleitstelle (Cosa-Nord, Kalkar) informiert über die aktuellen Sperrzeiten und schätzt die Tage mit zeitweisen Sperrungen auf etwa 1/3 aller Tage, wobei das Aktivitätsmaximum auf die Sommermonate entfällt. Im Sommer kann der Erfassungsflug aufgrund der längeren Tageslänge in der Regel trotz zeitweiser Sperrungen durchgeführt werden. Im Winter ist dies nicht möglich, so dass die wenigen zur Verfügung stehenden Tage durch militärische Aktivitäten vollständig blockiert sein können.

Da insbesondere im Winter nur einzelne Tage mit guten Erfassungsbedingungen vorliegen, müssen diese optimal genutzt werden, indem das hinsichtlich der räumlichen Leistungs-fähigkeit effizientere Flugzeug als Plattform eingesetzt wird. Mehrere geeignete Tage hintereinander, die für eine großflächige Gebietsabdeckung mit dem Schiff erforderlich sind, können nicht alljährlich angetroffen werden.

In der Nordsee ist die Sichtungsrate außerhalb der Küstengewässer gering, so dass es auch bei der hohen Geschwindigkeit des Flugzeugs möglich ist, nahezu jeden Vogel einzeln anzusprechen, zumal außer den schiffsfolgenden Möwen keine Art in Schwärmen auftritt. Schwierigkeiten bei der Erfassung treten hier nur mit zunehmender Entfernung der Vögel zum Flugzeug auf, wobei die Transektbreiten so gewählt sind, dass bei den meisten Arten eine weitgehend vollständige Erfassung in den beiden inneren Transekten möglich ist. Auf der Ostsee ist die Anzahl der Vögel demgegenüber wesentlich höher. Hier tritt bei den Zählungen das Problem auf, dass insbesondere die Meeresenten nicht allein großflächig und in sehr hoher Anzahl verbreitet sind, sondern zudem in allen Bereichen auch in großen Schwärmen vorkommen, wobei insbesondere die Schwärme der Trauerente oftmals frühzeitig auffliegen, so dass sie nicht in den inneren Transektbändern erfasst werden können. Die Zuordnung eines Vogels zur Abstandsklasse B oder C ist selbstverständlich schwieriger als die Differenzierung der grundliniennahen Bänder A und B.

bis 2 Bft.

Winter 2006 2005 2004 2003 2002 MittelDez 1 0 0 0 0 0,2Jan 0 0 0 0 1 0,2Feb 2 1 1 1 1 1,2März 0 0 0 0 1 0,2Summe 3 1 1 1 3 2

bis 3 Bft.

Winter 2006 2005 2004 2003 2002 MittelDez 7 1 3 2 3 3,2Jan 4 2 3 3 3 3,0Feb 5 4 5 2 3 3,8Mrz 3 3 4 11 16 7,4Summe 19 10 15 18 25 17


126

Die Erfassung der großen Mengen Meeresenten kann die Erfassung anderer Arten beeinflussen, die, wie z. B. Seetaucher, verstreut vorkommen und nicht auf Ankunft des Flugzeugs reagieren. Die Ergebnisse z. B. im Rahmen der MINOS-Erfassungen zeigen jedoch insgesamt, dass Seetaucher und andere weniger häufige Arten auch in den Konzentrationsbereichen der Meeresenten gut erfasst und die Vorkommen räumlich abgegrenzt werden konnten.

Zusammenfassend ist festzuhalten, dass beide Methoden mit gewissen unvermeidbaren Schwierigkeiten für die Erfassung von Seevogelbeständen behaftet sind. Aufgrund der erheblich größeren räumlichen und zeitlichen Leistungsfähigkeit wird Flugzeugzählungen für ein großräumiges Monitoring eine höhere Bedeutung beigemessen, wobei Schiffzählungen in Teilbereichen und ergänzend für einzelne Arten bedeutsam sein können.

7.4 Probenplan

Grundsätzlich können bei der Umsetzung des küstenfernen Monitorings zwei unterschiedliche Ansätze verfolgt werden:

1. Monitoring der Arten in der gesamten AWZ

Ausrichtung an Arten des Anhang I VRL und Arten, die mit mehr als 10% der biogeografischen Population in deutschen Gewässern vorkommen

2. Monitoring der Arten innerhalb der Schutzgebiete (Schutzgebietsmonitoring):

Ausrichtung an Arten des Anhang I VRL und an Arten mit Beständen internationaler Bedeutung (1% -Kriterium), möglichst gemeinsam für AWZ und angrenzende Schutzgebiete der Küstenmeere (Nordsee: Nationalpark SH-Wattenmeer und Seevogelschutzgebiet Helgoland und SPA „Östliche Deutsche Bucht“).

Die im Protokoll des projektbezogenen BfN-Workshops auf Vilm (19. bis 21. März 2007) festgehaltenen Anregungen der Teilnehmer wurden in dem folgenden Probenplan berücksichtigt.

Probenplan Nordsee/ SPA „Östliche Deutsche Bucht“

Der hier vorgeschlagene Probenplan berücksichtigt die in Tab. 35 aufgeführten, vorrangig in der Nordsee zu berücksichtigenden Arten. Artspezifische Unterschiede in der Eignung von Schiff bzw. Flugzeug für Transektuntersuchungen wurden bereits dargestellt. Dies bedeutet insbesondere, dass sich die Entscheidung für Schiff oder Flugzeug zur Erfassung sowie für den Erfassungsmonat an dieser Artenauswahl orientier Die übrigen Arten werden ebenfalls während dieser Zählungen erfasst. Beispielsweise fliehen Seetaucher nicht vor dem Flugzeug, wohl aber vor dem Schiff, was den Einsatz des Flugzeugs zur Erfassung begünstigt. Da zudem die räumliche Abdeckung pro Zeiteinheit durch das Flugzeug 10x höher als diejenige durch das Schiff ist, wird pro Jahr ein Erfassungsflug für diese Arten zum Zeitpunkt des maximalen Vorkommens in der Nordsee vorgeschlagen.


127

Tab. 43: Maximalvorkommen der Arten (fett, rot) im SPA „östliche Deutsche Bucht“ mit daraus folgendem Erfassungstermin.

Tab. 44: Vorschlag für Flugzeug (F) oder Schiff (S) und Erfassungstermin der vorrangig zu berücksichtigenden Arten.

Im SPA „Östliche Deutsche Bucht“ sollten in fünf von sechs Jahren eines Berichtszeitraumes jährlich zwei Erfassungen (eine im Januar und eine im März) durchgeführt werden. Die Methode und der Erfassungszeitpunkt sind hinsichtlich der Zielarten Seetaucher, Sturm- und Zwergmöwe ausgewählt worden, so dass neben einer Mittwinterzählung eine Erfassung zu den Zeiten mit den Maximalbeständen erfolgt. Weitere Arten, wie insbesondere Trottellumme und Tordalk, können zeitgleich erfasst werden. Ein weiterer Flug im Sommer zur Erfassung von Seeschwalben und Heringsmöwen wäre insbesondere in Kombination mit den

Artname/ TaxonFrühling Sommer Herbst Winter

SterntaucherPrachttaucherSeetaucher F

Trauerente S

Heringsmöwe SZwergmöwe FSturmmöwe F

Brandseeschwalbe SFlussseeschwalbe SKüstenseeschwalbe SSeeschwalben S

Jahreszeit

Artname Frühjahr Sommer Herbst WinterSterntaucher 3300 0 0 540Prachttaucher 280 0 0 60

Haubentaucher 0 0 III 0

Eissturmvogel III 100 100 IIIBasstölpel 230 110 ? III

Trauerente 0 550 480 III

Lachmöwe 1200 III 80 70Zwergmöwe III 0 III 330Sturmmöwe 1700 130 320 7800Silbermöwe 460 III III 900Heringsmöwe 1000 1600 1100 IIIMantelmöwe 390 60 VII 200Dreizehenmöwe 1200 3500 150 950

Brandseeschwalbe III 140 70 0Flussseeschwalbe 0 240 900 0Küstenseeschwalbe 190 100 650 0

Trottellumme 2600 140 370 1300Tordalk 140 0 0 700


128

vorgeschlagenen Schweinswalerfassungen sinnvoll. Der Flugaufwand für die Abdeckung des SPA „Östliche Deutsche Bucht beträgt einen Flugtag.

Es wird weiterhin vorgeschlagen, Synergien mit dem Monitoring des Landes Schleswig-Holstein zu suchen, indem mit einem weiteren Flugtag auch die äußeren Bereiche des Nationalparks SH-Wattenmeer und das Seevogelschutzgebiet Helgoland erfasst werden (Abb. 39). Der bisherige Aufwand im Hinblick auf die Trauerentenerfassung könnte dann wegfallen (Abb. 35). Im Gegenzug könnte das Land das eigene bestehende Monitoring ausweiten und die küstenferne schiffsgestütze Erfassung der Seeschwalbenarten und Heringsmöwen im Sommer im SPA „Östliche Deutsche Bucht“ leisten. Dadurch würden auch die methodischen Defizite der Erfassung aus dem Flugzeug für diese Arten überwunden.

Im sechsten Jahr sollte im Mittwinter eine vollständige Gebietsabdeckung angestrebt werden, um mit einer synoptischen Erfassung innerhalb weniger Flugtage die relevanten Bestände (Seetaucher, Sturm- und Zwergmöwe) in der gesamten deutschen Nordsee (AWZ und Küstenmeer) zu erfassen (Abb. 40). Dieser Aufwand (Lage und Anzahl der Transekte) wurde bereits im Rahmen von MINOS und MINOS+ geleistet. Eine Erfassung der AWZ innerhalb eines Berichtszeitraumes ist ausreichend. Die Variabilität der Daten (Zählfehler, zeitliche und räumliche Unterschiede nach Zählwiederholungen) lässt sich sinnvoller mit der häufigeren Zählfrequenz im Rahmen des Schutzgebietsmonitorings erheben.

Beide Plattformen werden mit den spezifischen Eignungen alternierend eingesetzt. Vom Schiff können die einzelnen Seeschwalbenarten besser differenziert werden, während vom Flugzeug insbesondere die Seetaucher, Zwerg- und Sturmmöwen sehr gut gezählt werden können und die wesentlich höhere räumliche Leistungsfähigkeit zum Tragen kommt.

Dieser Probenplan berücksichtigt zunächst die Erfordernisse der Vogelerfassungen. In der Nordsee sind Synergien mit der Erfassung von Schweinswalen möglich und äußerst sinnvoll. Voraussetzung hierfür ist, die Flughöhe einheitlich auf 250 Fuß festzulegen. In dieser Höhe können sowohl Vögel als auch Schweinswale gezählt werden. Dies bietet die Möglichkeit, für das SPA Östliche Deutsche Bucht und angrenzende Bereiche bei der Kompletterfassung der Nordsee für sämtliche Gewässer zusätzliche Daten über die Sommerbestände von Seevögeln zu erheben. Aufgrund der unterschiedlichen Erfassungszeiten können aber keine Flüge eingespart werden. Ein alternativer Probenplan wird dazu im Teil „Schutzgut Meeressäugetiere“ dargestellt. Zugleich bietet sich an, bei den ‚eigentlichen’ Vogelflügen im Winter und im Frühjahr auch standardmäßig Schweinswale mit zu erfassen und für diese Art zusätzliche Daten zu erheben. Das Transektdesign (Lage, Anzahl und Abstand der Transekte) kann für die Erfassung von Vögeln und Meeressäugetiere einheitlich festgelegt werden.

Die unterschiedliche Tageslänge an den verschiedenen Erfassungsterminen bedingt dabei einen etwas unterschiedlichen Flugaufwand für die Gebietsabdeckung. Für den Flugaufwand, der für die AWZ vorgeschlagen wird, sind im Winter sechs und im Sommer fünf Tage erforderlich.


129

Abb. 38: Transektdesign (Anzahl, Ausrichtung und Länge der Transekte) für ein Schutzgebietsmonitoring des SPA „Östliche Deutsche Bucht“: weiße Transekte, effektiver Aufwand: 840 km/ gesamter. Aufwand: 1.000 km, Frequenz: jährlich. Das Design des laufenden Monitorings des Landes ist ebenfalls dargestellt (schwarze Transekte, Anzahl: 8, Länge: 25 bis 110 km, Abstand: 6 km. effektiver Aufwand: 600 km).

Abb. 39: Transektdesign (Anzahl, Ausrichtung und Länge der Transekte) unter Berücksichtigung küstennaher und -ferner Seegebiete (einschließlich SPA und Helgoland): Anzahl: 20, Länge: 70 bis 80 km, Abstand: 6 km, effektiver Aufwand: 1800 km, gesamter Aufwand 2.000 km, zeitlicher Aufwand: 2 Flugtage, Frequenz 5 x in 6 Jahren, aber alternativ zu Aufwand gemäß der Abb. 38.


130

Abb. 40: Transektdesign (Anzahl, Ausrichtung und Länge der Transekte) für eine Kompletterfassung von AWZ und Küstengewässer der Nordsee. Anzahl: 36, Abstand: 10 km, effektiver Aufwand: 3.704 km, gesamter Aufwand: 4.391 km (inkl. Wendeschleifen + Flugstrecken von Flugplätzen Sylt und Borkum), Frequenz 1x in 6 Jahren, 6 Flugtage im Mittwinter.

Probenplan Ostsee/ Schutzgebiete Der hier vorgeschlagene Probenplan berücksichtigt die in Tab. 35 aufgeführten vorrangig für die Ostsee zu berücksichtigenden Arten. Dies bedeutet insbesondere, dass sich die Wahl der Beobachtungsplattform sowie der Erfassungsmonat an dieser Artenauswahl orientiert. Die übrigen Arten werden ebenfalls während dieser Zählungen erfasst. Synergien mit der Schweinswalerfassung sind in der westlichen Ostsee nicht möglich, da die Schweinswal-Zählflüge nur im Sommer stattfinden, während die Zielarten des küstenfernen Monitorings im Winter im Rahmen des Ländermonitorings erfasst werden. Unterschiede in der Eignung der beiden Plattformen der Transektuntersuchungen Schiff und Flugzeug wurden bereits im Kapitel 5 (Beschreibung der in Frage kommenden Methoden) dargestellt und werden hier auf die in der Ostsee vorrangig zu berücksichtigenden Arten bezogen. Seetaucher fliehen nicht vor dem Flugzeug und dies prädestiniert daher diese Beobachtungsplattform. In Verbindung mit der 10x höheren räumlichen Leistungsfähigkeit wird ein Erfassungsflug für diese Art zum Zeitpunkt maximalen Vorkommens in der Ostsee vorgeschlagen. Konsens des BfN-Workshops auf Vilm (s. Protokoll) war die Einschätzung, dass Eiderenten (in der westlichen Ostsee) und Eisenten (in der gesamten Ostsee) aus dem Flugzeug hinreichend gut erfasst werden können.

Für die Erfassung der Trauer- und Samtenten kommen beide Plattformen an ihre Grenzen, da diese Arten vor beiden Plattformen fliehen. Die Zuordnung der weit vor dem Schiff oder Flugzeug auffliegenden Vögel zu den jeweiligen Transektstreifen ist schwierig und ungenau. Alternativen zur Zählung von Schiff oder Flugzeug bestehen jedoch nicht. Landgestützte Beobachtungen ziehender Trauerenten (z. B. am Darßer Ort) haben das Problem des fehlenden Flächenbezuges und sind nicht quantifizierbar. Trauerenten ziehen auch nachts und können dann nicht beobachtet werden, und eine kontinuierliche Beobachtung einer gesamten Heim- oder Wegzugphase ist ebenfalls nicht möglich. Die Zahl der insgesamt durchgezogenen Individuen lässt sich also nicht bestimmen.


131

Tab. 45: Maximalvorkommen der Arten (fett, rot) im SPA „Pommersche Bucht“ mit daraus folgendem Erfassungstermin.

Tab. 46: Empfehlung für die Wahl der Beobachtungsplattform (F= Flugzeug, S = Schiff) und Erfassungstermine in der Ostsee.

Ausgangspunkt des Probenplans ist eine jährliche Kompletterfassung in Kombination mit laufenden Monitoringprogrammen zur Mittwinterzählung (ab. 15. Januar). Dies ist eine höhere Erfassungsintensität als in der Nordsee, die jedoch angesichts der geringeren Fläche bei gleichzeitig erheblich höheren Vogelbeständen als gerechtfertigt erscheint. In Kombination mit laufenden Monitoringvorhaben in den Ländern ist der Aufwand zudem einfacher zu leisten. Schleswig-Holstein leistet bereits jährlich eine Erfassung der AWZ im Mittwinter. Es wird daher vorgeschlagen, die AWZ vor Mecklenburg-Vorpommern ebenfalls jährlich zu untersuchen, indem mit einer synoptischen Erfassung innerhalb weniger Flugtage die relevanten Bestände (insbesondere Seetaucher und Meeresenten) in der gesamten

Artname/ TaxonFrühling Sommer Herbst Winter

SterntaucherPrachttaucherSeetaucher F (F)

Ohrentaucher F+S

Eiderente F F+SEisente F F+STrauerente F F F+SSamtente F F+S

Zwergmöwe (F)

Jahreszeit

Artname Frühjahr Sommer Herbst WinterSterntaucher 750 III 0 IIIPrachttaucher 310 60 700 270

Haubentaucher III 0 II IIIRothalstaucher 50 III 90 170Ohrentaucher 180 0 500 490

Kormoran 0 100 II 0

Eiderente 0 0 0 130Eisente 77.000 270 46.000 130.000Trauerente 170.000 160.000 54.000 47.000Samtente 43.000 360 22.000 30.000

Lachmöwe III 0 III 0Zwergmöwe III 0 130 IISturmmöwe 320 90 III 270Silbermöwe 300 240 1.000 850Heringsmöwe 0 III I 0Mantelmöwe III 60 60 150

Trottellumme III 90 80 550Tordalk II III 0 110Gryllteiste 120 I 50 220


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deutschen Ostsee (AWZ und Küstenmeer) erfasst werden (Abb. 43). Dieser Aufwand (Lage und Anzahl der Transekte) wurde bereits im Rahmen von MINOS und MINOS+ geleistet. Die Synchronisation im internationalen Kontext erfordert die Durchführung einer Mittwinterzählung auch für dieses Gebiet. Der Bund könnte dafür eine Kooperation und Kofinanzierung mit dem Land Mecklenburg-Vorpommern vereinbaren.

Es wird empfohlen, im SPA „Pommersche Bucht“ zusätzlich jährlich eine dreitägige Erfassung im Januar vom Schiff (Mittwinterzählung), insbesondere im Hinblick auf Meeresenten und Ohrentaucher, durchzuführen. Angesichts der herausragenden Bedeutung dieses Gebietes erscheint der doppelte Einsatz von Schiff und Flugzeug gerechtfertigt, zumal die Erfassung unterschiedliche Schwerpunkte legt. Vom Schiff werden kleine Arten (Ohrentaucher und Gryllteiste) erfasst und die Möglichkeit der besseren Artunterscheidung genutzt, während vom Flugzeug insbesondere die Seetaucher sehr gut gezählt werden können und die wesentlich höhere räumliche Leistungsfähigkeit zum Tragen kommt. Ein Beispiel für ein Transektdesign von drei Zähltagen zeigt Abb. 41. Die Erfassungen vom Schiff sollten sich nicht über einen längeren Zeitraum ausdehnen, da andernfalls Zählfehler durch Bestandsverlagerungen entstehen können. Es wird daher dieses Transektdesign mit einer dreitägigen Erfassung empfohlen, als Kompromiss zwischen der erforderlichen Gebietsabdeckung und der Mobilität der Vögel.

Eine weitere Zählung aus dem Flugzeug im März ergänzt das zu berücksichtigende Artenspektrum um die Seetaucher. Der Flugaufwand für die Abdeckung des SPA „Pommersche Bucht“ beträgt einen Flugtag (Abb. 42). Eine Ausdehnung der Frühjahrserfassung auf die Gewässer östlich Rügens durch das Land Mecklenburg-Vorpommern wäre sinnvoll.

Das Monitoring der Vogelbestände im SPA „Pommersche Bucht“ sollte auf internationaler Ebene mit den Nachbarländern (hier insbesondere mit Polen) koordiniert werden. Am ehesten ist dies über eine synchronisierte Erfassung des Mittwinterbestandes auch auf dem Meer zu erreichen, welcher bereits in internationalen landgestützten Zählprogrammen seit Jahrzehnten erfasst wird. Tab. 47 fasst den Vorschlag für das Vogelmonitoring zusammen.


133

Abb. 41: Transektdesign (Anzahl, Ausrichtung und Länge der Transekte) für ein Schutzgebiets-monitoring im SPA „Pommersche Bucht“ mit dreitägigem Schiffsaufwand. Ausrichtung West-Ost, Anzahl: 12, Abstand: 5 km, effektiver Aufwand: 432 km, Frequenz: 1x im Mittwinter.

Abb. 42: Transektdesign (Anzahl, Ausrichtung und Länge der Transekte) für ein Schutzgebiets-monitoring im SPA „Pommersche Bucht“ (Anzahl: 8, Länge: 80 km, Abstand: 5 km. effektiver Aufwand: 640 km/ gesamter Aufwand: 1.000 km (inklusive Wendeschleifen und Entfernung zum Flugplatz Barth), Frequenz: jährlich ein Flugtag im Frühjahr und im Sommer.


134

Abb. 43: Transektdesign (Anzahl, Ausrichtung und Länge der Transekte) für ein Monitoring der Vogelbestände in der Ostsee (AWZ und Küstenmeer) mit dreitägigem Flugaufwand. Anzahl: 47, Abstand: 6 km, effektiver Aufwand: 2.300 km, gesamter Aufwand 3.000 km inklusive Wendeschleifen und Anflug von den Flugplätzen Kiel und Barth, Frequenz jährlich im Mittwinter. Das Land Schleswig-Holstein deckt bereits das Fluggebiet jährlich im Rahmen der Mittwinterzählung ab.

Tab. 47: Übersicht zum Monitoringvorschlag (Schwerpunkt Schutzgebiete) für einen Berichtszeitraum von sechs Jahren.

Nordsee Flugzeug Schiff

5 von 6 Jahren je 2 Flugtage im Januar und März im SPA (Ausdehnung des Monitorings des Landes)

1 von 6 Jahren 6 Flugtage im Mittwinter in gesamter AWZ -

Ostsee Flugzeug Schiff

jährlich je 3 Flugtage im Mittwinter in gesamter AWZ und

1 Flugtag im Frühjahr und Sommer im SPA 3 Schiffstage im Mittwinter im SPA


135


Eine generelle und nachprüfbare Qualitätssicherung ist bisher im Rahmen der verschiedenen Monitoringprogramme nicht etabliert worden. Zielführend für künftige Monitoringvorhaben ist eine detaillierte Methodenbeschreibung und Dokumentation von eventuellen Einschränkungen und Abweichungen einzelner Zählungen. Spezielle Treffen zur Qualitätssicherung (Quality Assurance Meetings, QAMs) fanden bisher nicht statt, da bisher nur wenige Teams solche Untersuchungen überhaupt durchgeführt haben. Zählvergleiche im internationalen Zusammenhang gibt es bisher ebenfalls nicht. Auch im Rahmen der Erfassungen, die in die ESAS-Datenbank aufgenommen wurden, sind bisher keine Zertifizierungen/Qualitätssicherungen für einzelne Erfasser oder Teams eingeführt worden.

Die Erfassungen werden in der Regel mit einem sechssitzigen Flugzeug durchgeführt. Die Methodik gibt drei Zähler für die eigentliche Erfassung vor. Ein zusätzlicher Zähler könnte daher zu Schulungszwecken oder zur Bestimmung von Erfassungsfehlern an den Flügen teilnehmen.

Eine einmal gewählte Methode muss grundsätzlich auch in folgenden Erfassungen beibehalten werden. Für eine Fehlerabschätzung oder weitergehende separate Auswertungsschritte kann die Methodik jedoch fortgeschrieben oder präzisiert werden.

Die Anwendbarkeit des „Distance Sampling“ vom Flugzeug auch bei Vögeln sollte weiter erprobt werden. Für die Berechnung von Korrekturfaktoren für die artspezifische entfernungsabhängige Entdeckungswahrscheinlichkeit müssen weitere Erfassungen und Auswertungen durchgeführt werden. Hierfür wird empfohlen, Linientransekterfassungen mit Entfernungsmessungen für Einzelsichtungen vorzunehmen (Line Transect Distance Sampling).

Variabilität der Daten

Die Variabilität der erhobenen Daten hat prinzipiell zwei mögliche Ursachen. Zum einen hat die eigentliche Durchführung der Zählung (Erfassungsbedingungen, Individualität der Zähler) eine wesentliche Bedeutung für die Datenqualität und die Reproduzierbarkeit der Ergebnisse. Zum anderen tragen natürliche zeitliche und räumliche Änderungen in Vorkommen und Verbreitung maßgeblich zur Variabilität bei. Da in bisherigen Langzeituntersuchungen (MINOS, EMSON) keine Variationskoeffizienten angegeben wurden, ist eine Abschätzung eines künftigen Monitoringaufwands anhand publizierter Daten nicht möglich. Nachfolgend werden die Datensätze zweier Zählprogramme im Hinblick auf die zeitliche und räumliche Variabilität der Daten untersucht:

1. Streifentransektfahrten mit dem Schiff in der Pommerschen Bucht von 2001 bis 2006 (Garthe briefl.) und

2. Streifentransektzählungen aus dem Flugzeug im Rahmen der UVS Butendiek westlich von Sylt (BioConsult SH).

Variabilität der Daten am Beispiel der Zählungen von Meeresenten vom Schiff in der Pommerschen Bucht Für die Beschreibung der Variabilität von Zähldaten in der Ostsee hat Garthe einen Datensatz mittels Schiffzählungen zur Verfügung gestellt.

Folgende Angaben kennzeichnen den Datensatz:

- Untersuchungsgebiet „Oderbank“ mit einer Größe von 550 km2 (Abb. 44),

- Streifentransektuntersuchungen vom Schiff mit SAS-Methodik,


136

- Untersuchungszeitraum von Januar 2001 bis Februar 2006 mit insgesamt 25 Erfassungen,

- davon 14 eintägige, zehn zweitägige und eine dreitägige Ausfahrt,

- die untersuchte Fläche (zurückgelegte Strecke x 2 x 300 m Streifenbreite) betrug im Mittel 22 km2 (4 % Abdeckung der Untersuchungsfläche),

- acht der 25 Erfassungen erreichten eine Gebietsabdeckung unter 10 km2.

Abb. 44: Untersuchungsgebiet „Oderbank“ (550 km2).

Die Angaben verdeutlichen eine unzureichende Datengrundlage im Hinblick auf die Berechung der Aussagenschärfe (Power), welche den erforderlichen Aufwand für ein künftiges Monitoring angibt. Aus der Standardabweichung der Einzelzählungen eines Monats lässt sich kein notwendiger Untersuchungsaufwand (Anzahl Zählungen oder Anzahl Transekte) berechnen. Die Standardabweichung ist z. T. extrem hoch (z. B. Eisente im Januar oder Samtente im Oktober). Einige Monate werden auch nach fünfjähriger Untersuchungsdauer nur durch eine einzige Zählung beschrieben, wie z. B. der maximale Mauserbestand der Trauerente im Juni (Abb. 46). Neben der zeitlichen Variabilität gilt es, die räumliche Variabilität für die Konzeption eines künftigen Monitoring zu berücksichtigen, welche durch den Vergleich der beiden benachbarten Untersuchungsgebiete „Nördlich Oderbank“ und „Oderbank“ deutlich wird (Abb. 45 und Abb. 46).


137

Abb. 45: Untersuchungsgebiete „Oderbank“ 550 km2 und „Nördlich Oderbank“ 730 km2

Abb. 46: Phänologie [n/km2] von Trauerenten in einzelnen Monaten in den Gebieten a) „Oderbank“ und b) „Nördlich Oderbank“ nach Daten von Garthe (briefl).

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200

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500

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Monat

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± Standardabw eichung

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Monat

Trau

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± Standardabw eichung

a)

b)

n/km2

n/km2


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Variabilität der Daten am Beispiel von Seetaucherzählungen vom Flugzeug westlich von Sylt (Daten BioConsult SH, UVS Butendiek) Im Folgenden soll der Datensatz von Flugzeugzählungen im Rahmen der UVS Butendiek (BioConsult SH) herangezogen werden, der es ermöglicht, exemplarisch für die Sichtungsraten der Seetaucher eine Abschätzung des erforderlichen künftigen Untersuchungsaufwandes zu berechnen. Seetaucher haben im Spätwinter und frühen Frühjahr westlich von Sylt Maximalbestände. Daher wurden von den insgesamt zwischen 2001 und 2004 durchgeführten Flügen diejenigen von Januar bis April berücksichtigt (n= 17). Davon entfielen je fünf Flüge auf die Jahre 2001 und 2002, drei auf 2003 und vier auf 2004. Die Anzahl der Seetaucher, die auf einem Transekt gesehen wurden, unterscheidet sich deutlich und wird hier exemplarisch für einen Flug dargestellt (Abb. 47).

Abb. 47: Zähldaten der Seetaucher mit Hilfe von Streifentransektuntersuchungen aus dem Flugzeug westlich von Sylt (hier exemplarisch für den 2.03.2001, n= 962, aus Diederichs et al. 2004).

Ausgehend von der ermittelten Standardabweichung der Sichtungsrate von Seetauchen dieses Datensatzes wurde der Stichprobenumfang (z. B. Anzahl von Zählungen oder Anzahl von Transekten) im Hinblick auf die vorgegebenen Anforderungen an das Monitoring in Natura 2000-Gebieten berechnet. Dabei wurde ein Vergleich der Mittelwerte der Zähldaten von zwei Berichtszeiträumen mit t-Test von gepaarten Stichproben zugrunde gelegt und folgende weitere Kenngrößen berücksichtigt: Differenz der Mittelwerte 12%, Teststärke/(Power) 0,8, Irrtumswahrscheinlichkeit 0,05, bisherige Standardabweichung des Datensatzes (Post-hoc-Analyse).


139

Die mittlere Sichtungsrate der Seetaucher pro 100 km Flugstrecke aller Flüge von Januar bis April betrug 59,1 ± 47,6 SD (n= 17). Die Absicherung einer 12%igen Abweichung des Mittelwertes würde aufgrund der hohen Standardabweichung eine unrealistisch hohe Anzahl von 356 Zählungen pro Berichtszeitraum erfordern (jährlich 59 Flüge von Januar bis April).

Wenn die mittlere Sichtungsrate nicht auf einen Flugtag (s. o.), sondern auf die Anzahl der Transekte von Januar bis April bezogen wird, beträgt diese 61,7 ± 82,6 SD (n = 206). Daraus resultieren 1.080 Transekte pro Berichtszeitraum, was mit jährlich 15 Flügen von Januar bis April geleistet werden könnte.

Eine geringere Standardabweichung zeigte sich bei Berücksichtigung der mittleren Sichtungsrate aller im April geflogenen Transekte, so dass sich die berechnete Mindestanzahl zu fliegender Transekte weiter reduziert. Mit diesem Bezug betrug die mittlere Sichtungsrate 94,1 ± 57,8 SD (n = 54), womit 213 Transekte pro Berichtszeitraum erforderlich wären, was jährlich drei Flüge im April erfordern würde. Ein größerer zu detektierender Unterschied in der Sichtungsrate von Seetauchern kann beim Vergleich von zwei Berichtszeiträumen mit deutlich geringerem Aufwand erkannt werden: Bei der ermittelten Standardabweichung könnte bereits mit 52 Transekten pro Berichtszeitraum (vier Flüge) ein Unterschied von 25 % abgesichert werden.

In zwei Studien in Großbritannien (Innogy 2003, Sims et al. 2006, beide zitiert in Maclean et al. 2006), in denen die Aussagenschärfe berechnet wurden, konnten die gewählten Untersuchungsansätze nur sehr große Bestandsveränderungen absichern. So wäre z. B. erst eine Bestandsveränderung in der Größenordnung von 100% bei Eissturmvogel, Dreizehenmöwe, Sterntaucher und Krähenscharbe erkennbar gewesen.

Fazit der hohen räumlichen und zeitlichen Variabilität von Rastvogelzählungen: Trotz mehrjähriger Zählreihen mit unterschiedlichen Zielsetzungen ist eine Bestimmung der Aussagenschärfe (Power-Analyse) und eine darauf aufbauende Bestimmung des Untersuchungsumfangs schwierig und muss einer späteren Überarbeitung des Monitorings vorbehalten bleiben.

Schutzgut Meeressäugetiere Natura 2000 Monitoring AWZ

140

8 Schutzgut Meeressäugetiere


Schweinswal

Der Schweinswal kommt auf der Nordhalbkugel in drei geografisch voneinander getrennten Meeresgebieten (Unterarten) vor. Aktuell wird diskutiert, die bei uns einheimische nordatlantische Unterart Phocoena phocoena phocoena in drei Subpopulationen mit der folgenden geografischen Verteilung aufzuteilen (Tiedemann et al. 1996, Huggenberger et al. 2002, Koschinski 2002, ASCOBANS 2006): 1. zentrale Ostsee, 2. Kattegat, Beltsee und südwestliche Ostsee und 3. Skagerrak, nördliche Nordsee, zentrale und südliche Nordsee und keltischer Schelf.

Nordsee

Schweinswale sind in der gesamten deutschen AWZ der Nordsee regelmäßig anzutreffen. Erste systematische Erfassungen im Rahmen von SCANS I in 1994 und daran anschließende Zählungen zeigten die höchsten Schweinswaldichten in einem küstennahen Seegebiet westlich der Insel Sylt (Hammond et al. 1995, Sonntag et al. 1999, Kremer et al. 1999). Weiterhin deutete eine hohe Sichtungsrate von Mutter-Kalb-Paaren auf ein besonderes Kalbungs- bzw. Aufzuchtsgebiet hin. Neuere Untersuchungen im Rahmen von Offshore-Windparkplanungen und die Projekte MINOS, MINOS+ und EMSON konnten zeigen, dass sich während der Sommermonate zahlreiche Schweinswale mit Kälbern westlich von Schleswig-Holstein bis in eine Entfernung von ca. 100 km von der Küste aufhalten (Abb. 48). Lokal konnten höhere Dichten zudem auf der Doggerbank (im Sommer) und im Bereich des Borkumriffs an der Grenze zur niederländischen AWZ (im Frühjahr und teilweise im Sommer) nachgewiesen werden (Gilles et al. 2006a, Thomsen et al. 2005).

Abb. 48: Schweinswal-Verbreitung im Frühjahr (links) und im Sommer (rechts) nach Flugzeug-zählungen von 2002 bis 2005 (aus: Gilles et al. 2006b).

Die Kompletterfassung der deutschen Nordsee im Rahmen von MINOS und MINOS+ zeigte unterschiedliche Dichten zwischen verschiedenen Jahren in denselben kleineren Teilgebieten (Gilles et al. 2006), jedoch ist der Gesamtbestand der deutschen Nordsee (AWZ + Küstenmeer ) über die Summe der Einzelgebiete in den einzigen bisher veröffentlichten Daten in den Sommern 2002 und 2003 recht ähnlich: Es werden Gesamtbestände in beiden Jahren mit ca. 36.700 Tieren angegeben (Tab. 48, Reijnders et al. 2005).


141

Tab. 48: Abundanz des Schweinswals in der Nordsee in den Monaten Mai bis August (Mittelwert gibt geometrisches Mittel von log-transformierten Daten an, der Variationskoeffizient wurde für 2002 und 2003 als jeweilige Einheit berechnet).

Angaben zur jahreszeitlichen Phänologie sind bisher nicht publiziert worden. Ergebnisse aus MINOS+ zeigen jedoch deutliche Unterschiede in der Verteilung von Schweinswalen im Jahresverlauf (Abb. 48, Gilles et al. 2006a). Nach monatlichen Einzelflügen aufgetrennt, zeigt sich sowohl bei den MINOS/MINOS+-Datensätzen als auch bei Zählungen im Rahmen der UVS für den geplanten Windpark Butendiek eine deutliche Jahresperiodik mit Maximalzahlen in den Sommermonaten (Abb. 49). Strandungsfunde an der Westküste Schleswig-Holsteins bestätigen dieses Muster (Abt 2005, Siebert et al. 2006). Im Seegebiet der niederländischen Nordsee zeigt sich eine zum Auftreten in der deutschen Nordsee grob gegenläufige jahreszeitliche Phänologie mit maximalen Zahlen im März (Camphuysen 2004, Reijnders et al, 2005, Abb. 50). Eine jahreszeitliche Wanderung der Tiere zwischen dem niederländischen Seegebiet und dem Gebiet westlich Schleswig-Holsteins kann daher vermutet werden, Nachweise anhand individuell untersuchter Tiere stehen jedoch aus.

Abb. 49: Links: Monatliche Flugzeugzählungen zwischen 2002 und 2005 im Seegebiet „Sylter Außenriff" (aus: Gilles et al. 2006a). Rechts: Jahreszeitliches Auftreten von Schweinswalen von 2001 bis 2004 in einem Seegebiet westlich von Sylt (Untersuchungsgebiet Butendiek, BioConsult SH).

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2002 2003 Mittelwert CV Unteres 95% C.I. Oberes 95% C.I. 34.381 39.115 36.672 0.10 16.154 83.247


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Abb. 50: Jahreszeitliches Auftreten von Schweinswalen in den Niederlanden. Aufwandskorrigierte Sichtungen von landgestützten Seebeobachtungen (dunkelblau) und zufälligen Beobachtungen (hellblau) (aus Reijnders et al. 2005).

Da es in der deutschen Nordsee bisher kaum systematische Erfassungen von Schweinswalen über mehrere Jahre gegeben hat, liegen keine Angaben zu langfristigen Bestandsentwicklungen vor. Sowohl die bisher verfügbaren Ergebnisse von Flugzeugerfassungen des Seegebietes „Sylter Außenriff“ im Rahmen der MINOS-Projekte und EMSON als auch die im Rahmen der UVS Butendiek im gleichen Seegebiet durchgeführten Zählungen zeigen keine signifikanten Unterschiede im Gesamtbestand zwischen den Jahren 2002 und 2005 (Gilles et al. 2006a). Erfassungen im Rahmen der UVS Butendiek im Seegebiet des Sylter Außenriffs zwischen 2001 und 2004 können keine Bestandsveränderungen nachweisen (s.u.). Dies verdeutlicht zudem, dass die Ergebnisse von unterschiedlichen Teams mit unterschiedlicher Zählmethodik (z. B. verschiedene Flughöhen) nach Fehlerkorrektur durch die Software Distance (Buckland et al. 2001) sehr ähnliche Ergebnisse liefern, insbesondere, hinsichtlich des Trends.

Seit 1991 werden Totfunde entlang der Schleswig-Holsteinischen Nordseeküste standardisiert erfasst. Die Anzahl der Strandungsfunde zeigt über die vergangenen 15 Jahre keinen Trend und schwankt zwischen 70 und 100 Tieren pro Jahr. Nur die beiden Jahre 1998 und 2004 ragen mit über 140 Funden heraus (Abt 2005, Siebert et al. 2006).

Die 1994 und 2005 im Rahmen der Projekte SCANS I und SCANS II in der gesamten Nordsee durchgeführten Erfassungen ergaben sehr ähnliche Gesamtbestände beider Jahre. Bei einer Unterteilung des Untersuchungsgebietes in ein nördliches und südliches Seegebiet durch eine Line etwa in der Höhe von Edinburgh/GB und Århus/DK ergibt sich aber eine Verlagerung von Nord nach Süd mit deutlichem Bestandsanstieg im südlichen Teil (Tab. 49), zu dem auch die deutsche AWZ gehört.

Dieser Bestandsanstieg in der südlichen Nordsee wird durch systematische Schweinswalerfassungen entlang der niederländischen Küste bestätigt (Camphuysen 2004, Reijnders et al. 2005) und auch durch Strandungsfunde entlang der niederländischen, belgischen und französischen Küste gezeigt (Kiszka et al. 2004). Beide Untersuchungen verdeutlichen einen exponentiellen Anstieg der Bestände seit Ende der 1990er Jahre. In den angrenzenden Gewässern vor der niedersächsischen Küste wird nach systematischen Zählungen im Rahmen von Umweltuntersuchungen zur Errichtung von Offshore-Windparks eine ähnliche Entwicklung diskutiert (Thomsen et al. 2006).


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Tab. 49: Vergleich der Bestandsschätzung von SCANS-I und II. Nördliche und südliche Nordsee wurde durch eine Line etwa in der Höhe von Edinburgh/GB und Århus/DK geteilt. (Quelle: http://biology.st-andrews.ac.uk/scans2/conference/SCANS-II%20Conference%20-%20Abundance.pdf).

Ostsee

Schweinswale sind in der gesamten deutschen Ostsee verbreitet. Generell ist ein deutlicher West-Ost-Gradient in der Bestandsdichte des Schweinswals zu beobachten, wobei die Wale östlich der Darss/D-Limhamn/S-Schwelle als eigene Population gelten (Tiedemann et al. 1996, Börjesson & Berggren 1997, Huggenberger et al. 2002). Eine nach Osten abnehmende Bestandsdichte wird sowohl durch Untersuchungen mit akustischen Datenloggern (T-PODs) im Rahmen von MINOS/MINOS+ (Verfuß et al. 2005, 2006, 2007) als auch durch Untersuchungen mit Schlepphydrophonen bestätigt (z. B. Gillespie et al. 2005). Höchste Dichten werden im westlich benachbarten Seegebiet der dänischen Ostsee festgestellt (Hammond et al. 1995, Teilmann et al. 2004, Scheidat et al. 2005, Gillespie et al. 2005, Gilles et al. 2006a). In den Seegebieten östlich von Fehmarn und Rügen nimmt die Sichtungswahrscheinlichkeit von Schweinswalen stark ab (Verfuß et al. 2006, Gillespie et al. 2005). Auch in der inneren Danziger Bucht kommen Schweinswale vor, was durch den Fund von 20 zwischen 1990 und 1999 in Stellnetzen ertrunkenen Tieren bestätigt wird (Skóra & Kuklik 2003).

Die Bestandsdichte in der Ostsee ist deutlich geringer als in der Nordsee (Gilles et al. 2006). Die Sichtungsraten von Schweinswalen im Rahmen der Projekte MINOS, MINOS+ und EMSON waren in der deutschen Ostsee so gering, dass die mit Hilfe systematischer Linientransektuntersuchungen berechneten Bestandsdichten sehr hohe Varianzen aufweisen und die Methodeneignung an ihre Grenzen kommt (Scheidat et al. 2005, Gilles et al. 2006a). Im Jahr 2002 wurde für das Untersuchungsgebiet in der Ostsee (inklusive dänische Gewässer) eine Gesamtzahl von 13.000 Tieren berechnet. 2003 wurde für dasselbe Gebiet ein Bestand von lediglich 1.700 Tiere ermittelt (Scheidat et al. 2004a). Für das Jahr 1995 wurde der Bestand des Schweinswals in der inneren Ostsee mit 599 Tieren (CV = 0,57) angegeben (Hiby & Lovell 1995). Die Datengrundlage für die Berechung des letzten Wertes besteht jedoch nur aus wenigen Einzelsichtungen.

Historische Daten belegen, dass Schweinswale in früheren Zeiten, wahrscheinlich den Heringsschwärmen folgend, im Frühjahr von den dänischen Gewässern in Richtung innere Ostsee vordrangen (Übersicht in Koschinski 2002). Eine geschilderte starke Abnahme von Sichtungen im Spätherbst und Winter läßt vermuten, dass die Schweinswale diesen Bereich der Ostsee zu dieser Jahreszeit wieder verließen. Ergebnisse der im Rahmen verschiedener Projekte eingesetzten stationären akustischen Datenlogger (T-PODs) zeigen signifikante saisonale Unterschiede in der Aufzeichnung von Schweinswallauten (Verfuß et al. 2005, 2006 und 2007, Abb. 51), die den historischen Beobachtungen entsprechen. An fast allen Stationen wurden im Sommer mehr Tiere als im Winter registriert. Ein eindeutiges Muster ist an den östlichen Stationen (Oderbank) aufgrund sehr geringer Registrierungen aber insgesamt nicht mehr erkennbar. Die Ergebnisse lassen eine im Frühjahr westwärts und im Herbst gegenläufige Wanderbewegung vermuten (Verfuß et al. 2006, 2007). Telemetrische Untersuchungen an 55 Individuen in dänischen Gewässern zeigen ein deutliches saisonales, aber individuell unterschiedlich ausgeprägtes Wanderverhalten der Tiere (Teilmann et al. 2004). Strandungsfunde entlang der deutschen Ostseeküste zeigen ebenfalls ein klares

Jahr 1994 2005Nord 239.000 120.000Süd 102.000 215.000Summe 341.000 335.000

http://biology.st


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saisonales Muster mit Maximalwerten zwischen Juli und September (Siebert et al. 2006). Scheidat et al. (2004a) konnten erst- und einmalig eine lokal hohe Dichte von mehr als drei Tieren/km² im Sommer im Bereich der Pommerschen Bucht nachweisen. Diese ungewöhnliche Ansammlung von Tieren in diesem Bereich trat in den vier darauf folgenden Jahren jedoch nicht mehr auf.

Auch in der Ostsee erfolgen seit 2002 systematische Schweinswalerfassungen über die Projekte MINOS, MINOS+ und EMSON. Die im Rahmen dieser Projekte mit Hilfe von T-PODs ermittelten Daten lassen innerhalb der untersuchten Jahre keine klaren Bestandsveränderungen erkennen (s. Abb. 6 für die Jahre 2002-2005).

Abb. 51: Saisonales Muster in der Klickaktivität (hier Anzahl „schweinswalpositiver Tage pro Vierteljahr“) in verschiedenen Bereichen der deutschen Ostsee. Sektion I: westlich von 11°30’ E; Sektion II: zwischen 11°30’ E und 13°05’ E; Sektion III: östlich von 13°05’ E. (nach: Verfuß et al. 2007)

Ein Vergleich der mittleren Dichten, die mit Hilfe von Flugzeugzählungen in den Jahren 2002 und 2003 ermittelt wurden, zeigt eine sehr hohe Variabilität der Daten bei insgesamt niedrigen Dichten (Gilles et al. 2006a). Da die Ergebnisse aus den Jahren 2004-2006 erst im Endbericht von MINOS+ vorgestellt werden, kann eine Bestandsentwicklung anhand von Flugzeugzähldaten nicht aufgezeigt werden.

Eine Veränderung in der jährlich gefundenen Anzahl toter Schweinswale ist seit 1990 nicht zu erkennen. Die Fundrate liegt zwischen ca. 20 und 40 Tieren pro Jahr (Siebert et al. 2006). Dabei ist zu beachten, dass ein im Vergleich zur Nordsee wesentlich höherer Anteil der tot aufgefundenen Schweinswale eindeutig erkennbare Stellnetzopfer waren (31% in der Ostsee gegenüber 2% in der Nordsee).

Seehund

Seehunde kommen in der gesamten deutschen Nordsee regelmäßig vor. In der Ostsee sind sie im Kattegat, der Ostküste Dänemarks und entlang der süd-schwedischen Küste sowie mit

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Section ISection IISection III

2002 2003 2004 2005


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einer isolierten Population im Kalmarsund verbreitet (Brasseur & Reijnders 1995). In der deutschen Ostsee werden Seehunde zwar regelmäßig gesehen, jedoch sind derzeit keine Wurfplätze bekannt.

Die Erfassung der Robben mit Hilfe optischer Methoden (schiffs- oder flugzeuggestützte Erfassung) ist auf hoher See sehr schwierig. Die Tiere sind die meiste Zeit untergetaucht und kommen nur sehr kurz mit der Nase zum Atmen an die Oberfläche, wie mit Hilfe spezieller Fahrtenschreiber ermittelte Tauchprofile von Seehunden zeigen. Daher ist die Chance, die Tiere vom Flugzeug oder Schiff aus zu sehen, sehr gering und bedarf hoher Korrekturfaktoren. Obwohl Robben bei den Linientransektzählungen für Schweinswale in der AWZ ebenfalls erfasst wurden, liegen aufgrund der geringen Anzahl von Sichtungen im Offshore-Bereich bisher nur wenige Daten aus der AWZ vor. Erkenntnisse über die Verbreitung der beiden Robbenarten in der AWZ der Nordsee sind erst durch telemetrische Untersuchungen der Tiere im Rahmen der Projekte MINOS und MINOS+ möglich geworden (Adelung et al. 2005, Adelung & Müller 2006). Demnach dient das Wattenmeer den Tieren überwiegend als Ruhe- bzw. Rasthabitat und der Aufzucht der Jungen. Für ihre Nahrungssuche unternehmen die Seehunde regelmäßige ein- bis mehrtägige Beutezüge in die küstenfernen Gebiete der deutschen Nordsee. Sie können einen täglichen Aktionsradius von 50 km haben, wobei Aktionsradien einzelner Tiere bis zu 250 km nachgewiesen werden konnten.

Die Bestandserfassung erfolgt durch eine Zählung der auf den Sandbänken des Wattenmeeres ruhenden Tiere. Da die Tiere das Wattenmeer immer wieder und regelmäßig aufsuchen, decken die systematischen und synchronen Zählflüge über den Sandbänken zur Niedrigwasserzeit den Bestand auch der im Offshore-Bereich anzutreffenden Tiere ab.

Abb. 52: Bestandsentwicklung von Seehunden im Wattenmeer von 1975 bis 2006 basierend auf jährlichen Zählungen aus dem Flugzeug im August. Aus: Reijnders et al. 2006.

Nach den Zählungen von 2006 wird der aktuelle Wattenmeerbestand mit 15.426 Tieren angegeben, wovon 9.363 im Bereich des deutschen Wattenmeers gezählt wurden (Abb. 52, Reijnders et al. 2006). Damit hat der Bestand fast wieder den Höchstwert von 2002 erreicht, bevor die Seehundstaupe (ausgelöst durch den Phocine Distemper Virus) einen zweiten Bestandszusammenbruch nach 1988 auslöste. In der deutschen Ostsee kommt kein nennenswerter Bestand vor, da nur unregelmäßig einzelne Tiere gesehen werden.


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Daten über die jahreszeitliche Phänologie aus dem Offshorebereich liegen nicht vor. Beobachtungen und Zählungen der Tiere an Land (im Wattenmeer) sind geprägt durch Maximalbestände während der Jungenwurfzeit im Juni, wenn sich die Muttertiere für längere Zeit auf oder in der Nähe ihrer Ruheplätze aufhalten (Abt 2006).

Ein systematisch durchgeführtes Monitoring der Totfunde von Seehunden entlang der Schleswig-Holsteinischen Nordseeküste spiegelt die Ergebnisse der Flugzeugzählungen wider (Abt 2005).

Im Bereich der deutschen Ostsee gibt es keine bekannten Wurfplätze. Erfassungen aus dem Flugzeug zeigen, dass der Bestand von Seehunden auf dänischen Wurfplätzen von 1990 bis 2005 um fast 300% gestiegen ist. Stärkster Bestandsanstieg wurde auf „Rodsand“ festgestellt, derjenigen Sandbank, die mit 20 km Entfernung der deutsch-dänischen Grenze am nächsten liegt (Teilmann et al. 2006).

Kegelrobbe

Bis zum Mittelalter waren Kegelrobben die vorherrschende Robbenart sowohl im Wattenmeer als auch an der deutschen Ostseeküste (Reijnders et al. 1989). Heute hat die Kegelrobbe innerhalb der Nordsee ihren Verbreitungsschwerpunkt vor den Britischen Inseln. Im Bereich der deutschen Nordsee gibt es kleinere Vorkommen auf Helgoland und im Bereich des Wattenmeers (Reijnders et al. 2005). In der Ostsee leben Kegelrobben im Kattegat und in der nördlichen und östlichen Ostsee vom Bottnischen Meerbusen im Norden bis Rodsand (Dänemark) im Süden. Im Bereich der deutschen Ostsee gibt es keine Wurfplätze mehr.

Die Verbreitung der Kegelrobbe im küstenfernen Seebereich ist aufgrund methodischer Schwierigkeiten, ähnlich wie die des Seehundes, bisher kaum dokumentiert. Telemetriestudien sowohl aus der Nord- als auch aus der Ostsee ergaben, dass Kegelrobben weite Aktionsradien von mehreren 100 km haben können (Dietz et al. 2003).

Im Jahr 2006 wurden Kegelrobben erstmalig im Wattenmeer in einem trilateral abgestimmten Zählprogramm vom Flugzeug und von Booten aus erfasst (Reijnders et al. 2006). Der Bestand der auf den Sandbänken und auf Helgoland ruhenden Kegelrobben wird mit 2.139 Individuen angegeben, wovon 353 im deutschen Teil gezählt wurden.

Aufgrund fehlender Rast- und Wurfplätze gibt es für den deutschen Ostseebereich keine Bestandsangaben. Flugzeugzählungen aus 2003 geben für den dänischen Bereich (Kattegat, Beltsee, südliche Ostsee) einen geschätzten Bestand von 4.923 Tieren an (HELCOM Habitat 6/2004, 12/2). Der schwedische Bestand wurde 2004 auf 4.547 Individuen geschätzt.

Daten aus dem benachbarten niederländischen Wattenmeer zeigen, dass der Kegelrobbenbestand seit 1980 jährlich um 20 % auf 1.800 im Jahr 2006 zugenommen hat (Reijnders et al. 2006). Auch im deutschen Wattenmeer breitet sich die Art wieder aus. Die Anzahl Jungtiere im schleswig-holsteinischen Wattenmeer nimmt seit Ende der 1990er Jahre kontinuierlich zu und hat mit 24 Jungtieren in der Saison 2005/2006 ein Maximum erreicht (Reijnders et al. 2006).

Für die Ostsee liegen keine Bestandsdaten vor. Auf der Seehundsbank „Rodsand“ nordöstlich von Fehmarn wurden 2003 und 2004 nach 100 Jahren erstmals wieder Kegelrobbenjunge in dänischen Gewässern geboren (Teilmann et al. 2006b), was auch in der Ostsee auf eine möglicherweise steigende Population hinweist.


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Monitoringprojekte bzw. –konzepte mit dem Ziel einer Langzeit-Datenreihe für die Erfassung von Meeressäugetieren in der AWZ liegen bislang nicht vor. Da es aber eine Vielzahl unterschiedlicher Projekte gibt, in deren Rahmen die verschiedenen Methoden für ein Monitoring angewendet werden, sind im folgenden Kapitel alle Untersuchungen zur Erfassung dieser Tiere aufgelistet. Der überwiegende Teil dieser Projekte sind Forschungsprojekte. Folgende Untersuchungen wurden bisher oder werden derzeit in der deutschen Nord- und Ostsee durchgeführt:

Untersuchungen zum Schweinswal

● Verbundvorhaben MINOS, Teilprojekt 2 - Erfassung der Dichte und Verteilungsmuster von Schweinswalen in der deutschen Nord- und Ostsee. (Abschluss: Oktober 2004). Gefördert durch das Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (FKZ 0327520).

● Verbundvorhaben MINOS plus, Teilprojekt 2 - Erfassung der Dichte und Verteilungsmuster von Schweinswalen in der deutschen Nord- und Ostsee. (Abschluss: April 2007). Gefördert durch das Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (FKZ 0329946B).

● Erfassung von Meeressäugetieren in der deutschen AWZ der Nordsee (Abschluss: Februar 2003). Gefördert durch das Bundesamt für Naturschutz (FKZ: 802 85 250).

● Erfassung von Meeressäugetieren in der deutschen AWZ der Ostsee (Abschluss: Februar 2003). Gefördert durch das Bundesamt für Naturschutz (FKZ: 802 85 260).

● Erfassung von Meeressäugetieren und Seevögeln in der deutschen AWZ von Nord- und Ostsee (EMSON, Abschluss: Dezember 2006). Gefördert durch das Bundesamt für Naturschutz (FKZ 802 85 260).

● Monitoring der Abundanz von Schweinswalen und anderen Kleinwalen in deutschen Gewässern (Abschluss: 2007). Gefördert durch das Bundesministerium für Verbraucherschutz, Ernährung und Landwirtschaft BMVEL, 03HS059.

● Bestimmung von Verbreitung und Häufigkeit der Kleinwale in der Nord- und Ostsee und angrenzender Gewässern: SCANS I (1994) und SCANS II (2005). Gefördert durch ASCOBANS.

Alle o. a. Projekte dienen der gezielten Erfassung von Schweinswalen mit Hilfe von Linien-Transekt-Zählungen (Buckland et al. 2001) und werden vom Forschungs- und Technologiezentrum Westküste (FTZ) Büsum durchgeführt. Die Zählungen erfolgen an Bord von Flugzeugen oder Schiffen, die sich mit einer konstanten Geschwindigkeit (und Flughöhe) entlang von Transekten bewegen. Wichtiger Bestandteil der Methode ist die Bestimmung einer möglichst genauen Abschätzung eines Korrekturfaktors für solche Tiere, die von den Beobachtern nicht gesehen werden, weil sie entweder abgetaucht waren oder weil sie der Beobachter übersehen hat. Die entfernungsabhängige Entdeckungswahrscheinlichkeit eines Tieres wird mit Hilfe der Software „Distance“ (Thomas et al. 1998) berechnet. Ziel dieser Erfassungen ist die Ermittlung absoluter Bestandsdichten (Individuen pro km²) nach standardisierten Verfahren, die einen direkten Vergleich verschiedener Gebiete erlauben.

Aus den genannten Projekten liegen veröffentlichte Daten zur Abundanz von Kleinwalen in der AWZ der Nordsee und Teilen der Ostsee in den Jahren 1994 sowie 2002 bis 2006 vor. Die Daten aus den Jahren 2002 bis 2006 wurden hierbei mit gleich bleibender Methodik erhoben.

In den beiden letztgenannten Projekten (SCANS und Monitoring der Abundanz) wurden unter anderem geschleppte akustische Datenlogger mit dem Ziel eingesetzt, Bestandsdichten zu


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ermitteln. Bisher wurden zu dieser neuen Methodik noch keine Daten publiziert.

● Verbundvorhaben MINOS, Teilprojekt 3, Untersuchungen zur Raumnutzung durch Schweinswale in der Nord- und Ostsee mit Hilfe akustischer Methoden (PODs). (Abschluss: Oktober 2004). Gefördert durch das Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (FKZ 0327520).

● Verbundvorhaben MINOS plus, Teilprojekt 3, Untersuchungen zur Raumnutzung durch Schweinswale in der Nord- und Ostsee mit Hilfe akustischer Methoden (PODs). (Abschluss: April 2007). Gefördert durch das Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (FKZ 0329946B).

● Forschungsvorhaben zur Erfassung von Schweinswalen in der deutschen AWZ der Ostsee mittels Porpoise Detektoren (PODs) (Abschluss: Dezember 2003). Gefördert durch das Bundesamt für Naturschutz (FKZ: 802 85 310).

● Untersuchungen zur Nutzung ausgewählter Gebiete der Deutschen und Polnischen Ostsee durch Schweinswale mit Hilfe akustischer Methoden (Abschluss: Januar 2007). Gefördert durch das Bundesamt für Naturschutz (FKZ: 901 86 020).

● Untersuchungen an Schweinswalen in der Ostsee als Grundlage für die Implementierung des Bestandserholungsplanes für die Schweinswale der Ostsee (Jastarnia-Plan, Abschluss: Dezember 2007). Gefördert durch das Bundesamt für Naturschutz.

Die o. a. Projekte setzen stationäre akustische Datenlogger (T-PODs) zur Erfassung von Schweinswalen in der Ostsee ein und werden vom Deutschen Meeresmuseum in Stralsund durchgeführt. T-PODs sind batteriebetriebene autarke Datenlogger, die über ein Hydrophon und Filtereinheiten den mikro-sekundengenauen Zeitpunkt und die Länge von Echoortungslauten der Schweinswale registrieren. Der Erfassungsradius beträgt ca. 300 m. T-PODs können mit einem Batterieset ca. zwei Monate lang Daten aufzeichnen. In den genannten Projekten konnte ein deutlicher West-Ost-Gradient sowie eine ausgeprägte Saisonalität in der Anwesenheit von Schweinswalen im Bereich der deutschen Ostsee nachgewiesen werden. Die aufgezeichneten Zeiteinheiten mit Schweinswalsignalen (z. B. schweinswalpositive Tage) konnten weiterhin in einen engen Zusammenhang mit durch Transektzählungen ermittelten Schweinswaldichten gesetzt werden, so dass Ergebnisse der T-PODs als relatives Maß für Schweinswaldichten interpretiert werden können.

Durch die Projekte liegt ein kontinuierlicher Datensatz von 2002 bis 2007 aus dem gesamten Gebiet der deutschen Ostsee vor.

● Kleinwaltotfundmonitoring. Gefördert durch das MLUR SH, LAVES NS.

Seit 1989 werden systematisch alle Totfunde sowohl entlang der Wattenmeerküste als auch entlang der Ostseeküste registriert und gesammelt. Die Daten liefern Informationen zur Saisonalität und können (eingeschränkt) als Maß für Populationsschwankungen ausgewertet werden. Zusätzliche Informationen über Gesundheitszustand oder Populationsstruktur werden über Postmortem-Untersuchungen erzielt.

● Ernährungsökologie von Meeressäugetieren und fischfressenden Seevögeln für das Management von NATURA 2000-Gebieten in der deutschen Nord- und Ostsee (NAHRUNG) (Abschluss: März 2007). Gefördert durch das Bundesamt für Naturschutz. Der Abschlussbericht des Projektes steht noch aus, so dass bis jetzt keine Informationen verfügbar sind.


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Untersuchungen zum Seehund

Im Gegensatz zum Schweinswal werden Daten zu Robbenbeständen auf Länderebene über Monitoringprojekte erhoben. Darüber hinaus gibt es auch für Robben einige Forschungsprojekte, die der Vollständigkeit wegen im Folgenden mit aufgelistet werden.

● Seehundtotfundmonitoring. Gefördert durch das MUNL SH, LAVES NS.

Ebenso wie bei Schweinswalen liefern die systematisch erhobenen Daten Informationen zu Bestandsentwicklungen, Saisonalität und Gesundheitszustand der Tiere.

● Flugzeuggestützte Zählung von Seehunden. Gefördert durch das NPA SH, LAVES NS.

Die drei Wattenmeer-Anrainerstaaten Deutschland, Dänemark und die Niederlande kamen auf den trilateralen Ministerkonferenzen in Esbjerg (1991) und Leeuwaarden (1994) überein, den Schutz und das Management der Seehundpopulation zu koordinieren. Angestrebtes Ziel ist ein dauerhaft und aus eigener Kraft lebensfähiger Bestand, der sich auf möglichst natürliche Weise entwickelt und reguliert (Leeuwarden Declaration, Nov. 1994). Alle Parteien führen im Rahmen des gemeinsam entwickelten “Seal Management Plan” regelmäßig Bestandserhebungen durch, die die hauptsächliche Grundlage der vorliegenden Studien sind. Seither werden jährliche Bestandserfassungen von Seehunden mit Hilfe von fünf wattenmeerweiten Befliegungen durchgeführt, die die bei Niedrigwasser auf den Sandbänken ruhenden Tiere erfassen. Zwei Befliegungen finden zur Zeit des Fellwechsels im August im Hinblick auf ein Bestandsmonitoring und drei Befliegungen zur Wurfzeit im Mai und Juni zur Erfassung der Geburtenrate statt.

Die Flugroute deckt alle bekannten und potenziellen Liegeplätze ab (Abt 2006). Gruppen ab einer bestimmten Größe (ca. 20 Ind.) werden fotografiert und später durch eine vergrößerte Projektion ausgezählt. Dabei können während der Säugezeit Neugeborene von älteren Tieren unterschieden werden. Bedeutende punktuelle Vorkommen werden bei geeigneter Lage vom Boot oder von Land aus erfasst (z. B. Langeoog Ost und Düne bei Helgoland).

● Überwachung des Gesundheitsstatus von Seehunden des Wattenmeers. Fachinstitution: NPA SH/LAVES, NS.

Neben der Registrierung und Untersuchung der angespülten Totfunde (Alter, Geschlecht, Kondition, Todesursachen) zur Ermittlung demographischer und gesundheitlicher Parameter (vgl. Abt 2001), werden im Rahmen dieses Projektes der Gesundheitszustand der Population durch die jährliche Sektion von 20 Totfunden sowie durch eine Blutprobenahme von 20 gefangenen Tieren bewertet.

● Verbundvorhaben MINOS, Teilprojekt 6, Seehunde in See – Untersuchungen zur räumlichen und zeitlichen Nutzung der Nordsee durch Seehunde im Zusammenhang mit der Entwicklung von Offshore-Windenergieanlagen (WEA). (Abschluss: Oktober 2004). Gefördert durch das Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (FKZ 0327520).

● Verbundvorhaben MINOS plus, Teilprojekt 6, Seehunde in See – Untersuchungen zur räumlichen und zeitlichen Nutzung der Nordsee durch Seehunde im Zusammenhang mit der Entwicklung von Offshore-Windenergieanlagen (WEA). (Abschluss: April 2007). Gefördert durch das Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (FKZ 0329946B).

Das Projekt wird vom Leibnitz-Institut für Meereswissenschaften Kiel durchgeführt, wobei Satellitensender eingesetzt werden. Ein Monitoring der relativen oder absoluten Siedlungsdichte leistet dieses Projekt nicht.


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Untersuchungen zur Kegelrobbe

Seit 2004 finden im schleswig-holsteinischen Wattenmeer Erfassungen im Auftrag des NPA statt. Seit 2006 sind Kegelrobbenerfassungsflüge trilateral organisiert. Die Bestandserfassung erfolgt durch zwei Befliegungen oder Begehungen (Helgoland) zur Zeit des Fellwechsels (März und April) und die Geburtenrate wird durch mehrere Erfassungen vom Schiff oder Begehungen (Helgoland) zur Wurfzeit (Dezember und Januar) untersucht.

Vorgeschlagene Monitoringkonzepte (bisher nur für die Erfassung von Schweinswalen):

Verschiedene Expertengremien haben in den vergangenen Jahren Monitoring-Konzepte für die Erfassung von Kleinwalen in der Nord- und/oder Ostsee entwickelt und vorgestellt. Jedoch enthalten diese Konzepte meist keine genauen Angaben zu Methodenstandards und Probenplan, sondern stellen eher eine Zusammenschau der derzeitig verfügbaren Methoden und eine Bewertung der jeweiligen Methoden dar. Zusammengefasst wird deutlich, dass sich alle Konzepte im Wesentlichen auf die Anwendung von zwei Methoden konzentrieren, die derzeit weitgehend standardisiert eingesetzt werden können und sich nicht mehr in der Methodenentwicklung befinden. Dies sind die Linientransektzählungen und stationäres akustisches Monitoring mit Hilfe von T-PODs. Im Folgenden werden Vorschläge und Ansätze der verschiedenen Expertengruppen kurz vorgestellt:

Working Group on Marine Mammal Ecology des ICES

Die „Working Group on Marine Mammal Ecology“ des ICES (ICES CM 2003/ACE: 03) unterbreitete auf einem Arbeitsgruppentreffen im März 2003 in Hel, Polen, einen Vorschlag für ein Schweinswalmonitoring in der Ostsee. Darin werden Schweinswale im Gebiet Kattegat/Skagerrak/Beltsee und Schweinswale der inneren Ostsee als zwei getrennte Subpopulationen betrachtet. Für die beiden Gebiete wurden unterschiedliche Untersuchungsansätze aufgelistet, jedoch kein detaillierter Probenplan:

- Kattegat/Skagerrak/Beltsee (mittlere bis hohe Bestandsdichten): Linientransektuntersuchungen (Distance sampling) vom Schiff oder Flugzeug möglichst jährlich, mindestens aber alle drei Jahre.

- Innere Ostsee: Da aufgrund sehr geringer Bestandsdichten die Anwendung von Linientransektuntersuchungen von vornherein weniger sinnvoll ist, schrittweiser Untersuchungsansatz nach folgendem Schema:

1) Datensammlung über historische und aktuelle Verbreitung unter Berücksichtigung von Sichtungen, Beifängen und Strandungen.

2) Entwicklung von geschleppten Klickdetektoren, die von verschiedenen Gelegenheitsplattformen (Fähren u. a.) aus eingesetzt werden können.

3) Einsatz stationärer akustischer Datenlogger (T-PODs) in ausgesuchten Gebieten zur Überprüfung von An- oder Abwesenheit von Schweinswalen.

4) Satellitentelemetrie von Schweinswalen aus der inneren Ostsee zur Untersuchung von Wanderbewegungen.

5) Datenauswertung der Punkte 1-4, um räumlichen und zeitlichen Maßstab festzulegen für ein Monitoring der Bestände mit Hilfe von Linientransektuntersuchungen (visuell und akustisch).


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OSPAR Kommission (MASH 06/6/3 rev.1-E):

Der „Working Group on Marine Protected Areas, Species and Habitats (MASH)” der OSPAR Konvention wurde auf ihrem letzten Treffen im Oktober 2006 ein Konzept zum Monitoring der Schweinswalpopulationen von Deutschland (Stefan Bräger, BfN, Vilm) vorgelegt.

Dieses Papier stellt aber eher eine Empfehlung von Untersuchungskomponenten dar, auf die zukünftiges Monitoring aufbauen sollte, als ein eigentliches Monitoring-Konzept.

OSPAR schlägt vor, dass ein Monitoring, das den Schutzstatus der Art vollständig erfasst, auf drei Komponenten aufbauen sollte:

1. Monitoring der Population (Dichte und Verbreitung),

2. Monitoring der biologischen Charakteristika (Habitatwahl, Saisonalität, Wanderungen, etc.),

3. Monitoring des Gesundheitszustands (Altersstruktur, Parasitenbefall, Toxinbelastung, etc.).

Zur Untersuchung dieser Aspekte wurden zu erfassende Parameter und anzuwendende Methoden wie folgt vorgeschlagen:

Zu 1 und 2:

a) Erfassung per Flugzeug und Schiff: Verteilung und Dichte, Gruppenstruktur, Kälberanteil, Habitatqualität (nur vom Schiff), Populationsveränderungen zwischen und innerhalb von Jahren.

b) Stationäres akustisches Monitoring (T-PODs): Saisonalität, Wanderungsbewegungen entlang geographischer Engpässe; Habitatnutzung auf kleinräumiger und kleinzeitlicher Skala, Abgrenzung mariner Schutzgebiete für Schweinswale.

Zu 3:

Sektion von Beifängen: Parasitenbefall, pathologische Befunde, Toxinbelastung, Altersstruktur.

Der Einsatz verschiedener Methoden und unterschiedlicher Beobacherteams erfordert insbesondere im internationalen Kontext eine weitgehende Vergleichbarkeit der Ergebnisse und eine Standardisierung der Methoden. Weiterhin wird angemerkt, dass diese drei Grundmethoden sinnvoll ergänzt werden können durch Forschungsprojekte zu den Bereichen: Genetische Struktur der jeweiligen Populationen, Habitatwahl, Nahrungspräferenz und Nahrungsverfügbarkeit, Wanderungen und anthropogen verursachte Sterblichkeit.

Bundesamt für Naturschutz Das FTZ Büsum (Meike Scheidat) erarbeitete 2006 im Auftrag des BfN ein Methodenpapier zum Monitoring der Dichte und Verteilung von Schweinswalen. Darin werden sieben Methoden zur Erfassung von Schweinswaldichte und –verteilung beschrieben und ihre Vor- und Nachteile gegenübergestellt:

1. Zufällige Sichtungen

2. Strandfunde/ Beifänge

3. Stationäre akustische Registrierung (T-POD)

4. Einsatz von Schlepphydrophonen

5. Aufwandskorrigierte Sichtungen von Land über ein begrenztes Gebiet

6. Aufwandskorrigierte Sichtungen vom Schiff (z. B. SAS-Daten)

7. Gezielte visuelle Erfassungen entlang von Transekten vom Flugzeug oder Schiff


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Für ein Monitoring von Schweinswalen in Natura 2000-Schutzgebieten außerhalb der 12 Seemeilen-Zone im Rahmen der FFH-Richtlinie schlägt die Autorin folgendes Konzept vor:

Hintergrund: Kleine (Kadettrinne) bis größere (Sylter Außenriff) Untersuchungsgebiete. Niedrige bis hohe Dichten von Tieren, teilweise starke Saisonalität.

Zeitrahmen: Über mehrere Jahre, Berichtspflicht alle sechs Jahre.

Fragestellungen:

1. Verändern sich Dichte und Verteilung der Tiere im FFH-Gebiet im Laufe der Zeit und gibt es saisonale Unterschiede?

2. Ist eine mögliche lokale Veränderung von Dichte und Verteilung durch großräumige Veränderungen der Population verursacht?

3. Gibt es Verhaltensänderungen von Schweinswalen und verändert sich die Nutzung des Gebietes durch Mutter-Kalb Paare über die Zeit?

4. Haben lokale Schutzmaßnahmen oder anthropogene Nutzungen einen Einfluss auf die Verteilung oder Dichte der Tiere?

Methode I. Akustisches Monitoring mit Hilfe von T-PODS

Erwartete Ergebnisse:

Erkennung von Veränderungen in der Gebietsnutzung/Dichte von Schweinswalen über die Zeit. Vergleich zwischen den Jahren und Jahreszeiten möglich. Veränderungen im Verhalten der Tiere können z. T. quantifiziert werden.

Vorraussetzungen:

• Mehrere T-PODs sollten so angeordnet sein, dass sie das Gebiet repräsentativ abdecken und je nach Fragestellungen statistisch sinnvolle Analysen ermöglichen.

• Es dürfen keine Anforderungen vorliegen, Kenntnisse über die Dichte von Schweinswalen in dem Gebiet erlangen zu wollen..

Methode II. Visuelle gezielte Transektlinien-Surveys

Methode IIa. Durchführung von visuellen Flugsurveys


Ermittlung der Dichte und Verteilung von Schweinswale für die nationale Population mit Hilfe von großräumigen Flugzählungen. Ermittlung der lokalen Dichte und Verteilung in den Schutzgebieten. Beurteilung inwieweit sich Schutzmaßnahmen in den Verteilungsmustern und der Dichte widerspiegeln.

Vorraussetzungen:

• Die Untersuchungen müssen bei guten Wetterbedingungen durchgeführt werden. Die Abdeckung der Gebiete und der AWZ sollte möglichst in einem kurzen Zeitraum stattfinden.

• Die Flugzählungen müssen zur Berechnung von absoluten Dichten Korrekturfaktoren (g(0)) berücksichtigen.


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Methode IIb. Durchführung von visuellen Schiffzählungen


Ermittlung der Dichte und Verteilung von Schweinswalen für die nationale Population mit Hilfe von großräumigen Schiffzählungen. Ermittlung der lokalen Dichte und Verteilung in den Schutzgebieten. Beurteilung inwieweit sich Schutzmaßnahmen in den Verteilungsmustern und der Dichte widerspiegeln.

Vorraussetzungen:

• Die Untersuchungen müssen bei guten Wetterbedingungen durchgeführt werden. Die Abdeckung der Gebiete und der AWZ sollte möglichst in einem kurzen Zeitraum stattfinden.

• Die Schiffzählungen müssen zur Berechnung von absoluten Dichten Korrekturfaktoren (g(0)) berücksichtigen.

• Um die Datengrundlage zu verbessern und ungünstige Wetterbedingungen auszugleichen, sollten die Erfassungen vom Schiff mit dem Einsatz von Schlepphydrophonen kombiniert werden.

Methode III. Einsatz von geschleppten Hydrophonen


Ermittlung der relativen Dichte und Verteilung von Schweinswalen und Delfinen für einen großräumigen Bereich

Vorraussetzungen:

• Schiffe, die für den Einsatz des Gerätes geeignet sind

Standarduntersuchungskonzept (StUK) des Bundesamts für Seeschifffahrt und Hydrografie (BSH 2007):

Das StUK ist das bisher einzige Konzept, das über eine Zusammenstellung von Methoden hinausgeht und einen detaillierten Probenplan vorgibt. Allerdings ist dabei zu beachten, dass das StUK ein Instrument für das Eingriffsmonitoring ist, das sich wesentlich von einem flächenbezogenen Natura 2000-Monitoring unterscheidet. Das StUK sieht monatliche Schiffs- wie auch Flugzeugzählungen vor. Bei beiden Methoden werden gemeinsame Erfassungen von Vögeln und Meeressäugern zugelassen, jedoch sollen kombinierte Vogel- und Meeressäuger-Flugzählungen nur außerhalb von Konzentrationsgebieten für Wasservögel durchgeführt werden, und es sollen mindestens sechs Flugzählungen speziell zur Erfassung von Meeressäugern durchgeführt werden.

Das StUK schreibt weiterhin den Einsatz stationärer PODs zur Ermittlung der Habitatnutzung von Schweinswalen vor. Mit Hilfe dieser Methode kann aufgrund der großen anfallenden Datenmenge ein statistisch belastbares Effektmonitoring durchgeführt als auch mögliche Verhaltensänderungen erfasst und nachgewiesen werden.


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Gegenstand des NATURA2000-Monitorings sind die Überwachung des Erhaltungszustands einer Art und die Erfassung von Bestandsentwicklungen und Bestandstrends einer Art. Der Erhaltungszustand einer Art ist prinzipiell sowohl innerhalb als auch außerhalb von FFH-Gebieten zu erfassen, um Unterschiede in der Entwicklung belastbar darstellen zu können. Nach Übernahme des LANA-Beschlusses der 94. Sitzung kann auf eine Beprobung außerhalb des NATURA 2000-Netzwerkes verzichtet werden, wenn 80 % oder mehr des Bestandes einer Art innerhalb einer biogeographischen Region in FFH-Gebieten liegen.

Schweinswal In der AWZ der Nordsee und Ostsee sind jeweils drei Flächen unterschiedlicher Größe als Natura 2000-Gebiete an die Europäische Kommission gemeldet, in denen Schweinswalvorkommen von hoher Bedeutung nachgewiesen wurden:

Nordsee: Sylter Außenriff (513.428,39 ha)

Borkum Riffgrund (62.548,16 ha)

Doggerbank (169.895,35 ha)

Ostsee: Fehmarnbelt (27.991,81 ha)

Westliche Rönnebank und Oderbank (120.027,20 ha)

Kadetrinne (10.007,00 ha)

Die Schweinswale sind jedoch nicht nur in diesen Schutzgebieten zu erfassen, da in den ausgewiesenen Schutzgebieten nur zwischen 18 % und 46 % des nationalen Gesamtbestandes des Schweinswals enthalten sind (Tab. 50). Der Gesamtbestand in der AWZ stellt nur einen Teilbestand einer biogeographischen Population dar, deren Verbreitungsgebiet weit über die AWZ und auch über nationale Grenzen hinausgeht, zusätzlich das Küstenmeer mit einbezieht und deren Bestandsgrößen wie auch Verbreitungsgrenzen nur in Teilen bekannt sind. Gegenstand des Natura 2000-Monitorings ist daher die Bewertung des Erhaltungszustands der Art in ihrem gesamten (nationalen) Verbreitungsgebiet (AWZ + Küstenmeer). Durch eine vergleichbare systematische und koordinierte Erhebung aller EU-Mitgliedstaaten sollte dann auch die Entwicklung des Bestandes in Europa ermittelbar sein.

Da die derzeitige Datenlage sowohl zeitlich als auch räumlich große Unterschiede im Vorkommen von Schweinswalen aufzeigt, können Zeiträume und Teilbereiche identifiziert werden, deren flächendeckende Kartierungen Aussagen über Bestandsveränderungen zulassen. Neben der reinen Bestandserfassung ist in diesen Teilgebieten/-zeiträumen das Monitoring weiterer Parameter für die Bewertung des Erhaltungszustandes notwendig. Dazu zählt vor allem die Anzahl von Mutter-Kalb-Paaren als Maß für die Reproduktion.


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Tab. 50: Angaben zu den Schweinswalbeständen in den vorgeschlagenen NATURA 2000-Schutzgebieten der Nord- und Ostsee. Die Berechnung des Bestandes in den Schutzgebieten basiert vorzugsweise auf den Daten des betrachteten Schutzgutes einer Saison; falls Daten aus verschiedenen Saisons vorlagen, wurden diese zwar verrechnet, aber als unsicher gekennzeichnet (kursive Schrift). Quelle: www.habitatmarenatura2000.de und Angaben der Länder.

Schweinswal Bestand in AWZ + 12sm-Zone

Bestand in Schutz-gebieten der AWZ

Gesamtbestand in Schutzgebieten (AWZ+Länder)

Anteil (%) der Bestände in Schutzgebieten am Gesamtbestand

Deutschlands

Nordsee 36.748 13.739-16.028 14.739-17.028 40 – 46 %

Ostsee 3.050

(2 Populationen) 540-1.040 540-1.040 18 – 34 %

Beschreibung der in Frage kommenden Methoden Um den Monitoring-Anforderungen gerecht zu werden, sollten die verwendeten Methoden möglichst hoch auflösende Angaben zur Dichte, zur Verbreitung und zur biotischen und abiotischen Habitatausstattung machen. Darüber hinaus müssen die Datensätze jeweils reproduzierbar sein, um möglichst genaue Populations- und Verbreitungsgebietsänderungen (1 %/Jahr Kriterium der EU-Kommission) erkennen zu können.

Dazu stehen verschiedene Methoden zur Verfügung, die Daten zu Vorkommen und Verbreitung von Kleinwalen liefern. Nur die beiden ersten, hier fett gedruckten Methoden erfüllen jedoch große Teile der Anforderungen an ein großflächiges Natura 2000-Monitoring für die weit wandernden marinen Säugetierarten:

1. Linientransektzählungen aus dem Flugzeug.

2. Stationäres akustisches Monitoring (T-PODs). 3. Zufallssichtungen (z. B. von Seglern oder Fischern). 4. Sichtbeobachtungen (systematisch) von Land.

5. Strandungsdaten, Beifänge.

6. Akustische Erfassung mit Schlepphydrophonen vom Schiff.

7. Linientransektzählungen vom Schiff (Charter/opportunistisch)

Linientransektzählungen aus dem Flugzeug

Die Methode bedient sich der Standarderfassungsmethodik des so genannten „line-distance sampling“ (Buckland et al. 2001). Dabei wird ein Tierbestand auf einer Gesamtfläche erfasst, indem die Tiere nur in Teilbereichen entlang von Linien (Transekten) gezählt werden. Die so ermittelte Zahl wird in einem anschließenden Rechenverfahren auf die Gesamtfläche hochgerechnet. Voraussetzung für diese Methode ist eine ruhige Wasseroberfläche. Daher kann nur bis zu einer maximalen Windgeschwindigkeit von zehn Knoten (~ 5 m/s; 3 Bft.) gezählt werden. Die Beobachtungsplattform beeinflusst – im Gegensatz zum vergleichsweise langsam fahrenden Schiff, auf das die Tiere Reaktionen zeigen können - die Verteilung von Schweinswalen nicht.

http://www.habitatmarenatura2000.de


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Die Methode ist weitgehend standardisiert: Das Flugzeug bewegt sich in einer konstanten Höhe von 182 m (600 Fuß) und einer Geschwindigkeit von 185 km/h (100 kn). Zur gleichzeitigen Erfassung von Seevögeln und Schweinswalen kann die Flughöhe auf 250 Fuß reduziert werden, wodurch die abgedeckte Fläche und damit die Sichtungsrate pro geflogenen Transekt-Kilometer sinkt. Bei hohen Schweinswal-Sichtungsraten wie sie vor allem im Bereich des Sylter Außenriffs zu erwarten sind, sind kombinierte Erfassungen jedoch unproblematisch, da die für die Anwendung der Linientransektmethode nach Distance (Buckland et al. 2001) geforderte Mindestanzahl von 40 Sichtungen pro Zählung auch bei niedriger Flughöhe erreicht wird. In Dänemark erfolgt das Monitoring von Schweinswalen und Seevögeln mittlerweile standardmäßig mit kombinierten Flugzählungen (I. K. Petersen, NERI, pers. Mitt.). Dies erlaubt eine höhere Ausnutzung der aufwendigen Flugzeugzählungen und bringt in Zeiträumen, die primär für Schweinswale gewählt werden, zusätzliche Daten über Seevögel und umgekehrt. Die Schweinswaldaten sind bei beiden Flughöhen grundsätzlich vergleichbar (s.

Abb. 49), niedrigere Flughöhen erleichtern bei Schweinswalen dabei zudem die Erkennung von Jungtieren. Allerdings können in Teilgebieten mit geringer Schweinswaldichte (z. B. vor der niedersächsischen Küste) aufgrund der geringen Sichtungsrate möglicherweise keine Dichten berechnet werden, da die Anzahl Sichtungen dafür nicht mehr ausreicht.

Aus Sicherheitsgründen werden Hochsee-Flüge nur mit zweimotorigen Flugzeugen durchgeführt (z. B. Partenavia P68). Wichtige Voraussetzung sind nach außen gewölbte Scheiben an den Beobachterplätzen, um einen möglichst guten Blick nach unten und voraus zu erhalten. Ein GPS-Logger speichert mindestens alle fünf Sekunden die Position des Flugzeuges, so dass jede Beobachtung einer Position zugeordnet werden kann. Jede Schweinswalbeobachtung wird mit Hilfe von Winkelmessern gemessen und sekundengenau (synchronisiert mit der GPS-Uhr) unter der Angabe von Anzahl, Alter, Schwimmrichtung und Verhalten festgehalten. Über den Winkel zum Tier und der bekannten Flughöhe kann die absolute senkrechte Entfernung der Beobachtung zur Grundlinie berechnet werden (Abb. 53).

Abb. 53: Standardisierte Erfassung von Meeressäugern aus dem Flugzeug (nach Diederichs et al. 2002).


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Parameter, welche die Verteilung der Tiere beeinflussen könnten, z. B. Schiffe, Frontenlinien zwischen Klar- und Trübwasser, Algenkonzentrationen, Schaum- oder Müllfronten, Ölflächen oder ähnliches werden sekundengenau angegeben. Es wird versucht, jede Beobachtung mit einer Genauigkeit von höchstens vier Sekunden aufzuzeichnen, was einer zurückgelegten Strecke von ca. 200 m entspricht. Erfassungsbedingungen, wie Sichtweite, Seegang, Gegenlicht etc. werden ebenfalls festgehalten. Die Lage der Transekte muss eine statistische Unabhängigkeit gewährleisten. Da vermutet wird, dass Schweinswaldichten mit Tiefengradienten korrelieren, wird empfohlen, diese senkrecht zu schneiden. Das bedeutet, dass Flugzeugtransekte idealerweise senkrecht zur Küstenlinie gelegt werden.

Durch die hohe Fluggeschwindigkeit kann pro Flugtag eine Strecke von etwa 800 Transektkilometern zurückgelegt werden. Mit einem Transektabstand von beispielsweise 3 km kann somit ein Seegebiet von 2.400 km² an einem Tag (quasi-synoptisch) untersucht werden. Mit größeren Transektabständen von z. B. 10 km kann eine Abdeckung der gesamten deutschen Nordsee innerhalb von vier Tagen erfolgen.

Stationäre akustische Datenlogger (T-PODs).

Timing Porpoise Detectors (T-PODs) sind autark arbeitende Datenlogger. Die Geräte werden von Chelonia Ltd. (www.chelonia.demon.co.uk) entwickelt und produziert. T-PODs bestehen aus einem Hydrofon mit nachgeordneten Bandpassfiltern, einer Datenverarbeitungs- und Speichereinheit sowie einer Energieversorgung in einem wasserdichten, druckfesten Gehäuse. Geräusche aus dem eingestellten Frequenzbereich der Echoortungslaute von Schweinswalen werden registriert und deren Zeitpunkt und Dauer mikrosekundengenau aufgezeichnet. Die Speicherkapazität von 128 MB und die Energieversorgung erlauben Wartungsintervalle von bis zu 10 Wochen.

Die Weiterverarbeitung erfolgt mit einer speziell für die T-PODs entwickelten Software „T-POD.exe“ (Chelonia, UK), die mit einem Suchalgorithmus spezifische Lautmuster in den aufgenommenen Geräusche-Daten erkennt und für die weitere Auswertung klassifiziert.

Die T-PODs zeichnen unabhängig von den herrschenden Wetter- und Sichtbedingungen kontinuierlich Echoortungslaute von Schweinswalen auf. In der Nordsee kann es aber durch Wellenschlag, (Tide)-Strömungen und Sedimentumlagerungen zu nennenswerter Maskierung durch umweltbedingte Umgebungsgeräusche kommen.

Wesentlicher Auswertungsparameter einer bezüglich der Fragestellung eines Monitorings gestellten Anforderung ist die so genannte „Schweinswalpositive Zeit“ als Maß für die Anwesenheit von Schweinswalen in einem Gebiet. Mehrere mit T-PODs arbeitende Arbeitsgruppen haben mittlerweile einen engen Zusammenhang zwischen diesem Parameter und der Dichte von Schweinswalen nachweisen können (Tougaard et el. 2006, Diederichs et al. 2004, Verfuß et al. 2006). Eine Umrechnung in absolute Dichten ist bisher aber nicht möglich.

Schweinswalpositive Zeit = Zeitdauer mit Echoortungslauten von Schweinswalen im Verhältnis zur Aufzeichnungsdauer. Unterschiedliche Zeitskala: Gröbste Einheit: „Schweinswalpositive Tage“ (PPD) = Tage, an denen mindestens eine Klicksequenz eines Schweinswals aufgezeichnet wurde.

„Schweinswalpositive Stunden“ (PPH) = Stunden, an denen mindestens eine Klicksequenz eines Schweinswals aufgezeichnet wurde.

„Schweinswalpositive 10 Minuten“ (PP10M) = 10-Minutenblöcke, in denen mindestens eine Klicksequenz eines Schweinswals aufgezeichnet wurde.

http://www.chelonia.demon.co.uk)


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„Schweinswalpositive Minuten“ (PPM) = Minuten, an denen mindestens eine Klicksequenz eines Schweinswals aufgezeichnet wurde.

Die Einheiten Stunden, 10-Minutenblöcke und Minuten werden zumeist ins Verhältnis zu einem 24-Stundentag gesetzt und als Prozentwert angegeben. So sind 144 schweinswalpositive Minuten eines 1440 Minuten langen Tages 10 % PPM/Tag. Abhängig von der Häufigkeit der Schweinswale und der Sensitivität der Geräte sind zum Vergleich von Zeitabschnitten und/oder Gebieten Angaben in Schweinswalpositiven Tagen, Stunden oder Minuten zur Anwesenheit von Schweinswalen sinnvoll.

Die gewonnenen Datensätze können in Datenbanken gespeichert und über Standardabfragen relativ einfach und schnell ausgewertet werden. Um dringend erforderliche Vergleichbarkeit der Datensätze zu gewährleisten, wird empfohlen, nur die beiden höchsten Klassifizierungen des Algorithmus in die Auswertung mit einzubeziehen. In Gebieten mit sehr wenigen Schweinswalen (östlich Rügen) empfehlen Verfuß et al. (2006), die vom Algorithmus klassifizierten Datensätze „manuell“ auf ihre Richtigkeit zu prüfen.

In Gebieten mit Schleppnetzfischerei kann es zu Geräteverlusten kommen. Weiterhin können Markierungsbojen mutwillig entfernt werden, was in der Regel auch zum Verlust des Gerätes führt (Deutsches Meeresmuseum Stralsund, BioConsult SH). Daher ist eine möglichst verlustsichere Ausbringung der Gerätschaften sicherzustellen.

Weitere Methoden

Zufallssichtungen können nicht hinsichtlich des geleisteten Aufwandes korrigiert werden und spiegeln eher eine Verteilung von Beobachtern als tatsächlich der Tiere wider. Sie sind im Rahmen eines Monitorings mit hohen Anforderungen an die Genauigkeit der Bestands- und Verbreitungsangaben nicht anwendbar, auch wenn in Bereichen mit sehr geringen Beständen auch Einzelsichtungen wichtige Hinweise geben können.

Systematische Sichtbeobachtungen vom Land können wertvolle Hinweise auf Bestandsveränderungen liefern und werden in den Niederlanden seit Anfang der 70er Jahre angewendet (s. Reijnders et al. 2005). An der deutschen Nordseeküste ist eine solche Methode grundsätzlich nur an wenigen Punkten sinnvoll durchführbar und wurde in der Vergangenheit beispielsweise auf Sylt angewendet (Kremer et al. 1992). Da nur punktuell und sehr küstennah Daten geliefert werden können, ohne Angaben über Dichten oder Verteilungen zu erhalten, scheidet diese Methode allerdings für ein küstenfernes Bestandsmonitoring aus.

Systematisch erfasste Strandungsfunde toter Schweinswale können über ihre zeitliche Auflösung eine detaillierte jahreszeitliche Phänologie von Funden (auch von Jungtieren) aufzeigen und Rückschlüsse auf die Populationsstruktur zulassen (Männchen oder Weibchen, Jungtieranteil etc.). Ein Monitoring von Totfunden kann zwar keine Dichten mit räumlichem Bezug liefern und die Daten sind in hohem Maß von aktuellen Wetterverhältnissen beeinflusst, jedoch kann diese Methode ein relativer Parameter für ein Bestandsmonitoring sein (Abt 2005). Das derzeit auf Landesebene koordinierte Monitoring sollte daher auch im Rahmen eines Natura 2000-Monitorings weiter fortgeführt werden. Ein Monitoring von Beifang-Opfern kann weitere Hinweise auf Vorkommen, Verbreitung und insbesondere Gefährdung der Tiere liefern, jedoch ist dafür keine systematische Methode implementiert. Die Sektion der Totfunde wird derzeit vom Forschungs- und Technologiezentrum Westküste (FTZ) der Universität Kiel durchgeführt (Gilles, pers. Mitt.). Diese Methode erlaubt einen Einblick in die Gesundheitsstruktur der Population. Jedoch ist dabei zu beachten, dass Totfunde entlang der Küste oft aus kranken oder geschwächten Tieren bestehen.


159

Insbesondere Sektionen von Beifang-Opfern liefern wertvolle Hinweise auf Gesundheit und Nahrung der Tiere und sollten im Rahmen eines Monitorings nach FFH-Anforderungen beibehalten und dokumentiert werden.

Der Einsatz von geschleppten Hydrophonen ist von verschiedenen Institutionen im Rahmen von Pilotstudien eingesetzt worden (z. B. Gillespie et al. 2005). Im Rahmen von SCANS-II wurde die Methode erstmals großflächig angewendet. Im Gegensatz zu den Sichtbeobachtungen können die Hydrophone ganztägig Echoortungslaute von Schweinswalen aufzeichnen. Die Datenerhebung ist bis zu einer wesentlich höheren Windstärke möglich als visuelle Beobachtungen. Über zwei hintereinander geschleppte Hydrophone mit zeitlich mikrosekundengenauer Auflösung ist eine räumliche Zuordnung der registrierten Signale möglich. Hersteller der Geräte ist die englische Firma Seiche Measurements Limited (http://www.sml-uk.co.uk/index.htm). Da sich die Methode noch in ihrer Beprobungsphase befindet, existieren bisher kaum veröffentlichte Berichte. Als Ergebnis liefert diese Methode eine relative Dichte und Verteilung der Tiere. Ein Korrekturwert für Tiere, die aufgrund der sehr gerichteten Echoortung und des Fluchtverhalten von Schweinswalen gegenüber Schiffen nicht von den Hydrophonen erfasst wurden, ist bislang nicht entwickelt. Da im Rahmen eines FFH-Monitorings nur eine über viele Jahre möglichst konstante und standardisierte Methode entsprechend der Vorgaben hohe Aussagekraft hat, wird empfohlen diese Methode über Forschungsprojekte weiter zu entwickeln und erst einzusetzen, wenn sie hinreichend standardisiert ist.

Linientransektzählungen vom Schiff liefern die im Rahmen des FFH-Monitorings geforderten Angaben zu Dichten von Schweinswalen. Bei dieser Methode werden Schweinswale (in der Regel parallel zur Zählung von Vögeln) durch mindestens einen Zähler erfasst, der kontinuierlich die Wasseroberfläche nach auftauchenden Rückenfinnen absucht. Die senkrechte Entfernung der Tiere zur Kiellinie des Schiffes kann über die Bestimmung des Winkels zur Linie und über die Abschätzung der absoluten Entfernung zum Schiff berechnet werden. Das Schiff bewegt sich mit konstanter Geschwindigkeit (10 Knoten) entlang von Transekten. Die Beobachtungsplattform sollte mindestens fünf Meter über der Wasseroberfläche sein. Für das Entdecken der unscheinbaren Rückenflosse sind sehr gute Wetterbedingungen (Seegang 0 oder 1) unabdingbare Vorrausetzung.

Da die Tiere sich von dem annähernden Schiff entfernen, beeinflusst die Beobachtungsplattform die Verteilung der Schweinswale und verursacht eine Fehlerquelle bei der Dichteberechnung. Da in der Regel nur selten längere Zeit ideale Wetterbedingungen vorherrschen und die von einem Schiff befahrene Strecke an einem Tag nur sehr gering ist (im Vergleich zum Verbreitungsgebiet), ermöglicht die Methode keine großflächige Datenerfassung. Ein langjähriges Monitoring kann zwar ein Bild auch über große Gebiete liefern (siehe SAS-Datenbank für Seevögel), jedoch ist dabei die zeitliche Auflösung relativ gering. Für kleinere Seegebiete mit besonderen Fragestellungen bietet sich diese Methode zur Erfassung von Schweinswalen an, da zusätzlich noch Parameter zur Bestimmung der Habitatqualität (Wassertemperatur, Salinität, etc.) mit erfasst werden können. Da die Methode nicht flächendeckend eingesetzt werden kann und die Plattform im Verhältnis zur Mobilität des Schweinswals zu langsam ist, können im Rahmen des FFH-Monitorings über Schiffszählungen Zusatzinformationen gewonnen werden. Es wird jedoch empfohlen, ein Monitoring nicht auf der Basis von Schiffzählungen aufzubauen.

Seehund und Kegelrobbe Gemäß Kap. 8.1 werden im Bereich der Nordsee derzeit beide Robbenarten durch ein auf Länderebene (im Wattenmeer trilateral) koordiniertes Erfassungsprogramm sowohl auf den Sandbänken vollständig gezählt als auch über Totfunde und Blutproben an wildlebenden Tieren auf ihren Gesundheitszustand hin untersucht. Ein weiterer Gegenstand des

http://www.sml-uk.co.uk/index.htm)


160

Monitorings ist die absolute Anzahl und der relative Anteil der Jungtiere auf den Sandbänken. 97 % der Seehund-Population kommen in den NATURA 2000-Gebieten der Nordsee vor (Tab. 51). Die existierenden Erfassungsprogramme decken die Vorkommen in den NATURA-2000-Gebieten der Nordsee bereits vollständig ab und sind zur Untersuchung der im Rahmen eines Monitoring von NATURA-2000-Gebieten angestrebten Erhaltungsziele geeignet. Auf ein eigenständiges Monitoring-Programm hinsichtlich der Verbreitung der beiden Robbenarten in den NATURA 2000-Gebieten der AWZ wird daher verzichtet.

Da die Tiere jedoch im Rahmen der vorgeschlagenen Erfassungsprogramme für den Schweinswal (und für Seevögel) miterfasst werden, bietet sich eine eigenständige Auswertung dieser Daten im Hinblick auf Bestandsveränderungen an. Da nach den bisherigen Erfahrungen aus MINOS/MINOS+ (Gilles pers. Mitt.) und eigenen Erhebungen die Sichtungsraten von Seehunden und Kegelrobben im küstenfernen Gebiet der Nordsee zu gering sind, um Dichten berechnen zu können, empfiehlt es sich, über relative Werte wie z. B. „Anzahl Tiere pro Transekt-Kilometer“ einen Datenpool aufzubauen. Aussagen über Zu- und Abnahme solcher Sichtungsraten in Zusammenhang mit der Verteilung von Schiffen und/oder Stellnetzen können Rückschlüsse auf die Habitatqualität und Bestandsveränderungen zulassen. Dieser Auswertungsschritt kann auch auf vorhandene Datensätze angewendet werden. Da dazu kein zusätzlicher Erfassungsaufwand und nur geringfügig erweiterter Auswertungsaufwand betrieben werden muss, wird dieser Auswertungsschritt in das vorgeschlagene Konzept (Probenplan) zum Schweinswalmonitoring integriert und somit im Folgenden nicht weiter vertieft.

Tab. 51: Angaben zu den Beständen (Anzahl Individuen) von Seehund und Kegelrobbe in den vorgeschlagenen NATURA 2000-Schutzgebieten der Nordsee. Quelle: www.habitatmarenatura2000.de und Angaben der Länder.

Art Bestand in AWZ + 12sm-Zone

Bestand in Schutz-gebieten der AWZ

Gesamtbestand in Schutzgebieten (AWZ+Länder)

Anteil (%) der Bestände in Schutzgebieten am Gesamtbestand

Deutschlands

Seehund 7500-9000

(Mittelwert 8250) Mehrere 1000 >8000

97%

(basiert auf Mittelwert)

Kegelrobbe 100-150

(Mittelwert 125) Mind. einige Dutzend >70

56%

(basiert auf Mittelwert)

In der AWZ der Ostsee werden die beiden Meeressäuger Seehund und Kegelrobbe nur selten beobachtet. Da im Lebenszyklus dieser Tiere Landflächen regelmäßig als Ruhe- und Wurfplätze aufgesucht werden, kann ein Monitoring dieser (bekannten) Plätze einen Bestand und die Entwicklung dieses Bestandes erfassen. Eine regelmäßige Kontrolle dieser potenziellen Rast- und Wurfplätze entlang der deutschen Ostseeküste wird auch hinsichtlich eines Monitorings der Arten im Bereich der AWZ empfohlen, ist aber im Bereich der Länder zu entscheiden und zu koordinieren und wird hier nicht weiter betrachtet.

http://www.habitatmarenatura2000.de


161

8.4 Probenplan

Wie im vorherigen Kapitel dargelegt, stützt sich der Probenplan auf zwei Methoden. Dabei werden Flugzeugzählungen bevorzugt eingesetzt, da diese Methode die Möglichkeiten bietet, Dichten zu berechnen, Jungtieranteile zu bestimmen und eine flächige Verbreitung darzustellen und damit die wesentlichen Anforderungen im Rahmen eines Bestandsmonitorings erfüllt. Zur Ermittlung des benötigten Aufwands unter den vorgegebenen Anforderungen ist in Abb. 54 ein Beispiel einer Auswertung der SCANS II Datensätze widergegeben. Unabhängig von der Wahl der eingesetzten Erfassungsmethode zeigt die Darstellung, dass der durch die „dependent errors“ (= Summe der methodischen Datenvariabilität, verursacht durch verschiedene Wetterbedingungen, Seegang, Beobachter-Unterschiede, etc.) verursachte Fehler sehr groß ist und auch nicht durch einen höheren Aufwand minimiert werden kann. Das heißt, dieser Fehler muss direkt von Anfang an durch weitgehende Standardisierung konstant klein gehalten werden.

Dagegen sinkt der „independent error“ (= Summe der biologischen Variabilität) mit steigendem Aufwand. Es gilt daher, ein Optimum zu finden, bei dem die statistische Aussagekraft hoch und der betriebene Aufwand noch im Bereich des Machbaren liegt. Dies wurde für die beiden einzusetzenden Methoden mit verschiedenen Datensätzen berechnet.

Abb. 54: Beziehung zwischen Aufwand und Aussagenschärfe für schiffsgestützte Linientransektuntersuchungen („Seabird“) und geschleppte Hydrophone („Acoustic“), um eine 5 %ige Bestandsabnahme pro Jahr über einen Zeitraum von 10 Jahren mit jährlicher Erfassung nachzuweisen (verändert nach SCANS II Konferenz Dezember 2006; http://biology.st-andrews.ac.uk/ scans2/conference.htm).

Ermittlung der Anzahl erforderlicher Flugzeugzählungen Von der Grundannahme ausgehend, dass der Vergleich zweier Datensätze mit Hilfe einer Varianzanalyse untersucht werden kann, wurde die benötigte Stichprobenzahl (hier: Anzahl Transekte) mit einem Datensatz der UVS zum geplanten Windpark „Butendiek“ aus dem Seegebiet westlich Sylt berechnet. Dazu wurden alle Transekte der Sommerflüge (Mai bis August) der Jahre 2001 bis 2004 zusammengefasst (11 Flüge mit je 10 Transekten pro Flug, Flughöhe 250 Fuß (gemeinsame Vogel- und Säugetiererfassungsflüge)):

independent errors

dependent errors

http://biology.st-andrews.ac.uk/


162

Die mittlere Dichte pro Transekt betrug 2,6 Tiere/km² (SD = 1.8). Eine Abweichung von 12 % davon wäre eine Abweichung um 0,31 Tiere/km². Mit einer Irrtumswahrscheinlichkeit α = 0,05 und einer Teststärke (power) = 0,8 ergibt sich damit ein nötiger Stichprobenumfang von 261 Transekten. Dieser hohe Wert spiegelt die hohe biologische Variabilität (hohe Standardabweichung!) in den Daten wider. Eine Abweichung von 25 % könnte nach 62 Transekten und eine Abweichung von 50 % bereits nach 17 Transekten erkannt werden. Da die hohe Anzahl von Transekten, die für eine statistische Absicherung von einer Bestandsänderung um 12 % notwendig wären, nicht zu leisten ist, muss neben dem Vergleich von zwei Berichtszeiträumen ein jährlich erhobener Teilbestand auf potenzielle Gradienten in der Bestandsentwicklung hin untersucht werden.

T-PODs Für den Einsatz von T-PODs zur Beschreibung einer Bestandsänderung von 12 % in 12 Jahren wurde eine ähnliche Rechnung durchgeführt mit einem im MINOS-Projekt erhobenen Datensatz, der freundlicherweise von Ursula Verfuß (DMM) zur Verfügung gestellt wurde.

Die benötigte Stichprobenzahl für den Vergleich zweier Datensätze mit Hilfe einer Varianzanalyse ist dabei sehr stark von dem jeweils untersuchten Parameter (PPD, PPH, PPM) und dem jeweiligen Standort abhängig.

Die hierfür benutzten Daten wurden jeweils im 4. Quartal der Jahre 2002 und 2003 erhoben. Als Maßeinheit für die Anwesenheit von Schweinswalen wurden „Schweinswalpositive Tage pro Monat“ (PPD/month) verwendet. Das Gebiet um die Insel Fehmarn herum („area I“) ist geprägt von vielen Schweinswalkontakten mit einer mittleren Anzahl PPD/Monat von 92 %. Um eine Abweichung vom Ausgangszustand um 12% in 12 Jahren nachweisen zu können, (Irrtumwahrscheinlichkeit α = 0,05, Teststärke (power) = 0,8) ergibt sich damit ein Stichprobenumfang von 6 T-PODs, die über einen Zeitraum von 3 Monaten Daten liefern.

Das Gebiet östlich von Fehmarn (westlich vom Darß, „area II“) ist durch weniger Schweinswale geprägt. Die mittlere Anzahl PPD/Monat für das 4. Quartal beträgt 46 %. Um eine Abweichung vom Ausgangszustand um 12% in 12 Jahren nachweisen zu können, (Irrtumwahrscheinlichkeit α = 0,05, Teststärke (power) = 0,8) ergibt sich damit ein Stichprobenumfang von 64 T-PODs, die über einen Zeitraum von drei Monaten Daten liefern müssten. Auch hier gilt, dass neben dem Vergleich von zwei Zeiträumen über eine jährliche Beprobung Trendanalysen gefordert sind, um eine Bestandsentwicklung erkennen und absichern zu können.

Honnef et al. (2006) empfehlen für ein Monitoring mindestens sechs Messpunkte, um einen Vergleich zwischen Jahren bezüglich der Nutzung eines Gebietes erkennen zu können. Dabei müssen die Geräte gleichmäßig über ein möglichst homogenes Gebiet verteilt sein und die Messungen müssen immer an denselben Messpunkten durchgeführt werden.

Nordsee Monitoring von Vorkommen und Verbreitung (Range) von Schweinswalen

Es wird vorgeschlagen, für Schweinswale alle drei Jahre eine komplette quasi-synoptische Erfassung der gesamten deutschen Nordsee innerhalb weniger (bis zu zehn) Tage durchzuführen. Optimaler Zeitraum für eine solche Erfassung ist der Zeitraum zwischen Mitte Juni und Mitte Juli, da dann in großen Bereichen der deutschen Nordsee hohe Schweinswaldichten zu erwarten sind und zudem gleichzeitig Jungtiere ausgezählt werden können. Der Zeitraum sollte möglichst kurz sein, um eine Vergleichbarkeit unabhängig von saisonalen Bestandstrends zu wahren.


163

Das vorrangige Ziel dieses Ansatzes ist neben der Berechnung eines Gesamtbestandes die Beobachtung möglicher großräumiger Bestandsverlagerungen innerhalb der deutschen Nordsee. Der geplante Monitoring-Aufwand sollte die im Rahmen von MINOS beflogenen Transektkilometer für eine Gesamterfassung nicht überschreiten. Mit einem Transektabstand von 10 km kann die gesamte AWZ und die angrenzenden Küstengewässer mit fünf Einzelzählungen vollständig erfasst werden (Abb. 55).

Abb. 55: Transektdesign für das flugzeuggestützte Monitoring des Verbreitungsgebietes von Schweinswalen in Bereich der deutschen Nordsee. Die Transektstrecke ist an fünf Flugtagen leistbar.

Die reine Strecke der insgesamt 36 Transekte dieses Designs beträgt 3.704 km. Mit einer gesamten Flugstrecke von 4.391 km (von den Flughäfen Sylt und Borkum aus gemessen) liegt die tägliche zurückzulegende Strecke mit durchschnittlich 880 km unter der maximalen Reichweite von ca. 930 km pro Tankfüllung. Da ein solcher synoptischer Ansatz umso genauer ist, je kürzer die Zeitspanne der Erfassung ist, wird empfohlen, bei geeigneter Witterung mit zwei Flugzeugen gleichzeitig zu arbeiten, wie es bereits bei MINOS-Vogelerfassungsflügen durchgeführt wurde.

Monitoring der Population

In einem großflächigen Gebiet westlich von Sylt und Amrum, welches sowohl Teile des Walschutzgebietes, als auch bedeutende Teile der AWZ einschließt, sollen jährlich drei Erfassungen in den Sommermonaten (1. Juni bis 15. August) durchgeführt werden. Diese Erfassungen können in einem Gebiet mit bekanntermaßen hohen Schweinswaldichten bedeutende Anteile des deutschen Schweinswalbestandes überwachen. Darüber hinaus kann auf diese Weise auch ein jährliches Monitoring des Kälberanteiles geleistet werden, welches wichtige Informationen über den Erhaltungszustand der Art liefert.


164

Abb. 56: Transektdesign für das flugzeuggestützte Monitoring der Schweinswalbestände im Natura 2000-Gebiet Sylter Außenriff.

Mit einer Transektlänge von ca. 110 km und einem Transektabstand von 3 km zueinander wird eine räumlich sehr hohe Auflösung erzielt. Die gesamte Transektstrecke beträgt bei 20 Transekten 2.220 km. Mit einer Flugstrecke von 1.200 km pro Tag, kann eine Erfassung an zwei Tagen, die möglichst nicht weiter als drei Tage auseinander liegen, durchgeführt werden. Mit einer Zwischenlandung auf Sylt dauert ein Flugtag etwa 8 Stunden (reine Flugzeit 6:40 Stunden).

Mit dem jährlichen Monitoring des Seegebiets westlich von Sylt während der Sommermonate wird ein wichtiges Gebiet in der Verbreitung des Schweinswals betrachtet. Jedoch zeigen aktuelle Daten, dass nördlich von Borkum im Bereich des Borkum-Riffgrunds ebenfalls hohe Schweinswaldichten erreicht wurden (Gilles et al. 2006). Das saisonale Muster sieht in diesem Bereich anders aus und passt mehr zu dem an der niederländischen Küste beobachteten Muster mit Maximalzahlen im zeitigen Frühjahr (März/April). Da in den Niederlanden seit den 1990er Jahren ein starker Bestandsanstieg der Schweinswale festgestellt wurde (Reijnders et al. 2005), empfiehlt es sich, das an die niederländische See angrenzende deutsche AWZ-Gebiet ebenfalls in jährlichem Rhythmus zu erfassen. Hierzu wird der Einsatz von T-PODs vorgeschlagen, da mit dieser Methode das Ziel einer zeitlichen Nutzung und auch die Änderung in den lokalen Schweinswaldichten über eine Langzeitdatenreihe erkannt werden kann.

Um den in der Nordsee beschriebenen Schwierigkeiten des Verlustes der Geräte zu begegnen, bietet sich die Nutzung der bereits bestehenden Forschungsplattform FINO 1 an. Da hier eine kontinuierliche Wartung und ein verlustfreier Betrieb gewährleistet ist, sollten hier zwei T-PODs über das gesamte Jahr ausgebracht werden.

Um zugleich einen Referenzwert über die Entwicklung der Schweinswalbestände anhand von POD-Daten zu erhalten, wird der Einsatz zwei weiterer T-POD-Standorte im Seegebiet westlich von Sylt empfohlen. Einerseits bietet die geplante Forschungsplattform FINO 3 ähnliche Voraussetzungen wie FINO 1, zum anderen befinden sich an der östlichen Grenze


165

des Natura 2000-Gebiets Sylter Außenriff drei ehemalige Messpfähle des WSA, die fest am Meeresboden verankert sind und über Warnbojen in einem ca. 800 m großen Radius ein fischereifreies Gebiet und damit ein „T-POD-sicheres“ Gelände garantieren. Um Datenverlusten vorzubeugen, wird der ganzjährige Einsatz von jeweils zwei T-PODs pro Messstelle empfohlen. Sowohl die T-PODs an der wahrscheinlich nur wenig gewarteten Plattform FINO 3 als auch die im Bereich der Messpfähle ausgebrachten T-PODs müssen über eigene Schiffe regelmäßig (alle acht bis zehn Wochen) aufgesucht werden, um Daten auszulesen und die Batterien zu wechseln.

Abb. 57: Drei Einsatzstellen von jeweils zwei T-PODs pro Messstelle als Bestandsmonitoring in der Nordsee.

Kombinierte Vogel- und Schweinswalerfassung Wie in Kap. 8.3 dargelegt, können Schweinswalerfassungen abweichend von der internationalen Standardflughöhe auch in einer niedrigeren Flughöhe durchgeführt und so mit Vogelerfassungen kombiniert werden. Damit ergeben sich folgende Vorteile hinsichtlich des Schweinswalmonitorings:

• Zusätzliche AWZ-weite Schweinswaldaten während der einmal in sechs Jahren durchgeführten Seevogelerfassungsflüge im Winter, was gerade im Hinblick auf das winterliche Schweinswalvorkommen im Seegebiet, das an die niederländische AWZ angrenzt, von Interesse ist.

• Zusätzliche Schweinswaldaten auch aus den Winter- und Frühjahrsmonaten durch die Erfassungen in Januar, März im Bereich der Vogelschutzgebiete (SPAs).

• Zusätzliche Seevogeldaten aus dem Sommerhalbjahr.

Das kombinierte Erfassungsprogramm von Meeressäugetieren und Vögeln mit einer Flughöhe von 250 Fuß führt zu keiner Kostenersparnis. Es werden jedoch in beträchtlichem Umfang zusätzliche Daten erhoben und sowohl für Schweinswale als auch für Seevögel wird ein umfassenderer Überblick über das saisonale Vorkommen erzielt. Dies resultiert primär


166

daher, dass für die Erfassung von Schweinswalen Flüge im Sommerhalbjahr durchgeführt werden müssen, für Seevögel dagegen im Winterhalbjahr. Dabei sind jedoch auch folgende Nachteile hinsichtlich des Monitorings von Schweinswalen zu beachten:

• Eingeschränkte Vergleichbarkeit der Schweinswal-Datensätze mit den Zähldaten des MINOS/MINOS+-Projektes sowie der SCANS-Projekte, in denen konstant in einer Flughöhe von 600 Fuß geflogen wurde.

• In Seegebieten und/oder Zeiten mit geringer Schweinswaldichte kann es eher dazu kommen, nicht die geforderte Mindestanzahl an Sichtungen zur Berechnung von Dichten mit Hilfe der Distance-Sampling-Theorie zu erreichen.

Diese Nachteile werden im Hinblick auf die Vorteile der zusätzlich gewonnenen Daten und die bessere Ausnutzung der aufwendigen Flugzeugzählungen als geringer bewertet. Eine kombinierte Erfassung wird daher befürwortet, wobei eine Abstimmung der Methodik mit anderen Nordseeanrainern empfohlen wird.

Der Probenplan für ein kombiniertes Erfassungsprogramm wird im Folgenden zusammengefasst:

Für nordseeweite Erfassungen bleibt das Transektdesign, abgesehen von der veränderten Flughöhe, unverändert (Abb. 55).

Für das Monitoring der Populationsentwicklung im Bereich der Meeresschutzgebiete westlich Schleswig-Holsteins wird ein alternatives Transektdesign vorgeschlagen, welches einen Kompromiss zwischen den unterschiedlichen Flächenanforderungen des Vogel- und Schweinswalmonitorings darstellt (Abb. 58). Als Grundlage dient das Design der Vogelerfassungsflüge in Abb. 39 (Kapitel 7.5). Der Transektabstand wird auf 6 km erhöht und die südlichen acht Transekte in ihrer Ausdehnung nach Westen bis 15 km westlich von Helgoland verkürzt. Die 12 nördlichen Transekte werden dagegen soweit verlängert, dass im Bereich des FFH-Gebietes „Sylter Außenriff“ die Transekte bis zum westlichen Rand dieses Gebietes reichen. Damit wird eine Transektstrecke von 1.800 km erreicht, die an zwei Tagen im Sommer mit entsprechend langer Helligkeitsphase mit jeweils 6.5 Stunden reiner Flugzeit geleistet werden kann. Der Verlust an räumlicher Auflösung der Schweinswaldaten (durch größeren Transektabstand) führt aber zu zusätzlichen Daten im Seegebiet um Helgoland, was im Hinblick auf das Seevogelmonitoring von Interesse ist.

Unabhängig von kombinierten Zählflügen besteht die Möglichkeit, bei Vogelflügen stets zusätzlich auch Meeressäuger nach der vorgegebenen Methodik mit zu erfassen. Dies würde zumindest für die Meeressäuger zusätzliches Datenmaterial aus dem Winterhalbjahr erbringen.


167

Abb. 58: Transektdesign für ein flugzeuggestütztes, kombiniertes Vogel- und Schweinswalmonitoring im Natura 2000-Gebiet Sylter Außenriff (einschließlich SPA und Helgoland).

Ostsee Monitoring von Vorkommen und Verbreitung (Range)

Flugzeugzählungen liefern nach bisher vorliegenden Datensätzen aus Befliegungen (z. B. Gilles et al. 2006) nur in der westlichen Ostsee ausreichend Sichtungen, um belastbare Dichteberechnungen durchführen zu können. Daher wird vorgeschlagen, im Rahmen des Natura 2000-Monitorings Flugzeugzählungen nur von der Flensburger Förde bis nach Fehmarn durchzuführen.


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Abb. 59: Transektdesign für das flugzeuggestützte Monitoring des Verbreitungsgebietes von Schweinswalen im Bereich der westlichen Ostsee.

Da die AWZ in diesem Bereich sehr schmal ist und zudem die dort vorkommenden Schweinswale nach Telemetrie-Studien von Teilmann (2004) einen Bezug zur dänischen Beltsee aufweisen, ist hier eine Abstimmung zwischen Bund, Schleswig-Holstein und Dänemark dringend erforderlich. Das vorgeschlagene Transektdesign besteht aus 18 Transekten mit einem Abstand von 6 km zueinander. Die effektive Transektstrecke beträgt 800 km, so dass das Gebiet innerhalb eines Tages mit einem Gesamtaufwand von ca. 900 km inklusive Wendeschleifen und der Flugstrecke vom Flughafen Kiel abgeflogen werden kann (synoptische Erfassung). Da in diesem Bereich militärische Sperrgebiete existieren, kann das Gebiet nur am Wochenende beflogen werden. Zum Monitoring des Vorkommens und der Verbreitung wird eine Frequenz von einer Befliegung in drei Jahren während der Sommermonate Juni/Juli empfohlen. Zu dieser Zeit wird das saisonale Bestandsmaximum erreicht und es besteht zusätzlich die Möglichkeit den Kälberanteil mit zu erfassen.

Monitoring der Population

In der östlichen deutschen Ostsee können aufgrund der Seltenheit der Schweinswale keine Sichtbeobachtungen durch Linientransektuntersuchungen durchgeführt werden. Hier bieten sich T-PODs als Methode an, die über ein entsprechendes Messpunkte-Design sowohl ein Monitoring der Verbreitung („Range“) als auch ein Bestandsmonitoring sicherstellen können.

Da die deutsche Ostsee kein homogenes Gewässer darstellt, sondern viele verschiedene kleinräumige Habitatunterschiede aufweist, kann ein Monitoring des Gesamtgebietes über ein gleichmäßig verteiltes Messnetzwerk nur bedingt Aussagen über Bestandsentwicklungen zulassen.

Anstelle eines großräumigen Gesamtansatzes wird das Monitoring von mindestens vier Untergebieten empfohlen, in denen jeweils 6 T-PODs ausgebracht werden (Abb. 60):


169

1. Fehmarn-Belt

2. Kadettrinne

3. Kriegers Flak

4. Oderbank

Die Gebietsgröße sollte 400 km² nicht überschreiten und der Abstand der PODs zueinander zwischen 4 und 25 km liegen. Die Gebiete 1, 2 und 4 umfassen dabei auch AWZ-Natura 2000-Gebiete, jedoch ist das Stationsdesign unabhängig der Gebietsgrenzen zu betrachten und es wird empfohlen, die T-PODs in einem zwischen Bund und Ländern abgestimmten Design auszubringen und die in diesen Gebieten bisher genutzten Messstellen auch weiterhin zu benutzen.

Die Gebiete 1 und 2 liegen im Verbreitungsgebiet der Schweinswale, die von der dänischen Beltsee her alljährlich in die Ostsee einwandern (Koschinski 2000). Die Ergebnisse der T-POD-Untersuchungen der letzten Jahre konnten zeigen, dass in diesen Bereichen eine ausgeprägte Saisonalität im Auftreten der Schweinswale zu beobachten war mit Maximalwerten zwischen Mai und Oktober (Verfuß et al. 2007, Honnef et al. 2006).

Abb. 60: Gebiete für das Ausbringen von jeweils 6 T-PODs in gleichmäßigen Abstand.

Es wird daher vorgeschlagen, die Messungen nur während der Monate Mai bis Oktober durchzuführen, um einen witterungsbedingten Geräteverlust während der Wintermonate zu vermeiden. Die weiter östlich gelegenen Gebiete 3 und 4 gehören zum Verbreitungsgebiet einer separaten Population des Schweinswals. In diesen Gebieten wurden in den letzten Jahren nur noch sehr wenige Tiere registriert und ein saisonales Auftreten kann derzeit nicht abgesichert werden. Aufgrund der Seltenheit und des Gefährdungsgrades muss in diesem Bereich des Ostseeschweinswals ein ganzjähriges Monitoring implementiert werden, was möglicherweise nach weiteren Jahren auf einen Zeitrahmen mit saisonal bedingten Maximalvorkommen reduziert werden kann.


170

Bei diesem Design ist zu beachten, dass zeitliche und räumliche Änderungen in der Nutzung der jeweils untersuchten Gebiete durch Schweinswale nachgewiesen werden können, jedoch eine Extrapolation auf das Gesamtvorkommen und den Gesamtbestand nur sehr eingeschränkt möglich sein wird. Tab. 52 fasst das Design zur Erfassung von Schweinswalen in Nord- und Ostsee zusammen.

Tab. 52: Zusammenfassung des Probenplans für die Nord- und Ostsee.

Nordsee Flugzeug T-POD

Alle 3 Jahre Komplett-Erfassung: 5 Flugtage

Zeitraum: Zwischen 15.Juni und 15.Juli -

Jedes Jahr 3 Teilerfassungen Sylter Außenriff: 6 Flugtage

Zeitraum: Zwischen 1. Juni und 15. August

3 Gebiete mit je 2 PODs

Zeitraum: ganzjährig

Ostsee Flugzeug T-POD

Alle 3 Jahre Teilerfassung westliche Ostsee: 1 Flugtag

Zeitraum: Zwischen 15. Juni und 31. Juli -

Jedes Jahr - 2 Gebiete mit je 6 PODs halbjährig

2 Gebiete mit je 6 PODs ganzjährig


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Flugzeugzählungen

Methodische Datenvariabilität Die Erfassbarkeit von Schweinswalen und damit die Qualität der aus dem Flugzeug erhobenen Daten ist stark von methodischen Variablen abhängig. Dazu zählen Sichtbedingung (z. B. Gegenlicht), Seegang (auch in der Skala von 0 bis 3), Wassertrübung, Training des Beobachters etc. Über die Software Distance (www.ruwpa.st-and.ac.uk/distance/) (Buckland et al. 2001) kann eine Anpassungsfunktion über die entfernungsabhängige Entdeckungswahrscheinlichkeit berechnet werden (Abb. 61). Diese Funktion sollte für einzelne Flüge berechnet werden, denn sie ist abhängig von den jeweiligen Bedingungen (Sicht, Seegang, Beobachter). Je besser die Bedingungen, desto breiter ist der Streifen, in dem die Tiere gesichtet wurden. Da diese Anpassungsfunktion die verschiedenen Bedingungen integriert, können die berechneten Dichten verschiedener Flüge (mit verschiedenen Bedingungen) direkt miteinander verglichen werden.

Eine Berechnung absoluter Bestandsdichten allein über die Anpassungsfunktion nach Distance würde allerdings voraussetzen, dass an der Grundlinie (d. h. direkt unter dem Flugzeug) alle Tiere registriert werden (100 % Erfassung; g(0) = 1). Diese Grundvoraussetzung wird jedoch aus zwei Gründen bei der Erfassung von Schweinswalen nicht erfüllt:

1. Ein Teil der theoretisch sichtbaren Tiere wird aufgrund der hohen Geschwindigkeit des Flugzeugs von den Beobachtern übersehen, obwohl sie zu sehen gewesen wären (Zählfehler der Entdeckung).

2. Ein Teil der Tiere kann von den Beobachtern gar nicht gesehen werden, da sich die Tiere zum Zeitpunkt als das Flugzeug über sie hinweg fliegt, zu tief unter Wasser befinden (Zählfehler durch Verfügbarkeit).

Abb. 61: Beispiel einer Anpassungsfunktion der entfernungsabhängigen Entdeckungswahr-scheinlichkeit von Schweinswalen nach Flugzeugzählungen (half-normal key function with a cosine expansion; left truncation = 44 m).

Zur Errechnung der tatsächlichen Dichten müssen beide Fehler geschätzt werden und in Form von Korrekturwerten in die Berechnung einfließen (g(0)-Korrekturwert). Dieser

0

0.109865

0.219731

0.329596

0.439461

0.549327

0.659192

0.769057

0.878922

0.988788

1.09865

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500


1

Senkrechter Abstand zur Grundlinie (m)Entd

ecku

ngsw

ahrs

chei

nlic

hkei

t

0

0.109865

0.219731

0.329596

0.439461

0.549327

0.659192

0.769057

0.878922

0.988788

1.09865

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500


1

Senkrechter Abstand zur Grundlinie (m)Entd

ecku

ngsw

ahrs

chei

nlic

hkei

t

http://www.ruwpa.st


172

Korrekturwert beeinflusst sehr stark die Berechnung einer Dichte, so dass hier eine möglichst weitgehende Standardisierung gefordert ist, um die Daten verschiedener Flüge untereinander vergleichbar zu halten.

Der Zählfehler der Entdeckung wurde von BioConsult SH im Rahmen der UVS Butendiek für 22 Zählflüge über zwei hintereinander sitzende, aber durch Sichtschutz und Kopfhörer voneinander unabhängige Beobachter quantifiziert ( Tab. 53). Die über eine Fang-Wiederfang-Methode berechnete Rate der Doppelsichtungen variierte zwischen 44 und 91 % und lag im Mittel bei 66 %. Die Berechnung macht deutlich, dass die Dichteberechnung umso genauer wird, je genauer (flugspezifisch) eine Fehlerabschätzung durchgeführt wird. Die Genauigkeit einer solchen Doppelsichtungsrate steigt außerdem mit der Anzahl der Sichtungen insgesamt an und ist daher auch nur für Flüge mit einer Mindestanzahl an Sichtungen möglich. Tab. 53: Flugspezifische Wiedersichtungsrate von Schweinswalen durch zwei hintereinander sitzende unabhängige Beobachter und mittlerer Seegang pro Zählflug (Quelle: BioConsult SH).

Der Zählfehler durch nicht sichtbare, untergetauchte Tiere kann durch Fahrtenschreiberaufzeichnungen mit der Messung der Tauchtiefe und -dauer von einzelnen Tieren abgeschätzt werden (Teilmann 2000). So konnte mit Hilfe von Datenloggern gezeigt werden, dass die Aufenthaltszeiten der Tiere in den beiden ersten zwei Metern der Wassersäule sowohl von der Jahres- als auch von der Tageszeit abhängig sind. Tiere, die in Dänischen Gewässern mit Sendern ausgerüstet wurden, befanden sich im Mittel 56 % der Zeit (monatsspezifisch von 0,51 % im August bis 0,64 % im April) in den oberen zwei Metern und waren somit für die Zähler aus dem Flugzeug sichtbar. Grünkorn et al. (2004) ermittelten durch die Kombination aus Doppelsichtungsrate und mittlerer Aufenthaltszeit in den oberen zwei Metern der Wassersäule einen g(0)-Korrekturwert, der die Wahrscheinlichkeit beschreibt, mit der ein an der Oberfläche befindliches Tier auf der Grundlinie übersehen wurde.

Datumno. of marked animals

(incl. harbour seals) Fang/W iederf 60°-25°mittlerer Seegang

09.10.2004 11 91% 1.922.07.2004 65 84% 0.429.05.2004 118 65% 1.516.04.2004 70 76% 0.525.03.2004 35 63% 1.810.09.2003 20 65% 1.314.07.2003 31 52% 1.617.06.2003 75 79% 0.313.04.2003 45 60% 1.520.03.2003 21 44% 0.716.08.2002 76 84% 0.505.07.2002 12 82% 1.702.06.2002 73 68% 1.621.04.2002 32 64% 0.824.03.2002 23 80% 2.212.03.2002 18 47% 1.024.11.2001 18 50% 1.421.08.2001 36 58% 1.023.07.2001 23 44% 1.026.06.2001 98 65% 1.026.05.2001 102 55% 1.020.03.2001 26 88% 0.0


173

Scheidat et al. (2004) haben im Rahmen von MINOS eine Methode angewendet, die von Hiby & Lovell (1998) entwickelt wurde und auch bei SCANS II eingesetzt wurde. Die Methode integriert zur Berechnung eines g(0)-Korrekturwertes beide Fehlerquellen. 30 Sekunden nach der Sichtung eines Schweinswals unter guten oder moderaten Bedingungen beschreibt das Flugzeug einen Kreis und der Pilot bringt nach 150 Sekunden das Flugzeug ca. 1.500 Meter vor der ursprünglichen Sichtung wieder zurück auf die Grundlinie. Wird das Tier dann nicht mehr wieder gesehen, so war es entweder abgetaucht oder es wurde übersehen. Über viele solche Kreisflüge kann ein Korrekturwert ermittelt werden. Eine potenzielle Fehlerquelle dieser Methode ist in Gebieten mit hohen Dichten gegeben, wenn bei einer Wiedersichtung von Tieren in der Nähe der ersten Beobachtung nicht ausgeschlossen werden kann, dass es sich dabei um andere Tiere als das ursprünglich zuerst gesehene Tier handelt.

Bei beiden Methoden ist zu berücksichtigen, dass die methodische Variabilität von vielen verschiedenen Faktoren abhängt, deren Einfluss nur geschätzt werden kann. Je konstanter der Fehler, desto eher können tatsächliche Bestandsänderungen nachgewiesen werden. Daher ist eine möglichst weitgehende Methoden-Standardisierung gefordert.

Biologische Datenvariabilität

Zusätzlich zur methodischen Datenvariabilität kommt eine hohe biologische Variabilität hinzu, die sowohl räumlich als auch zeitlich in Erscheinung tritt. Abb. 62 zeigt die räumliche Variabilität in der Verteilung von Schweinswalen in einem 2.500 km² großen Seegebiet westlich von Sylt. Am 17. Juni 2003 wurde eine mittlere Dichte von 4,2 Ind./km² für dieses Seegebiet berechnet. Wie die Abbildung zeigt, waren die Tiere in drei unterschiedlich großen Gebieten mit entsprechend hoher Dichte konzentriert, und die Berechnung einer Gesamtdichte für das Gebiet führte zu dem Wert von 3,1 bis 5,7 Tiere/km².

Einen Monat später, am 14. Juli 2003, lag die mittlere Dichte für das Gesamtgebiet bei 1,6 Ind./km², wobei die Tiere wieder nicht gleichmäßig über die Fläche verteilt waren.

Über mehrere Flüge hinweg zeigte sich, dass Schweinswale sich nicht gleichmäßig über die gesamte Fläche verteilten, sondern geklumptes Auftreten zeigten. Insbesondere in den Sommermonaten Mai bis Juli aggregierten sich die Tiere in Gebieten von mehreren Hundert Quadratkilometern. Eine über Distance berechnete mittlere Dichte eines Gesamtgebietes setzt sich aus Dichten der einzelnen Transekte zusammen. Je geklumpter das Auftreten der Schweinswale ist, desto größer ist die Varianz der berechneten Dichte und umso schwieriger ist es, statistisch gesicherte Aussagen über Ab- oder Zunahme von Beständen zu machen.


174

Abb. 62: Verteilung von Schweinswalen am 17.6.03 und am 14.7.03 im Seegebiet westlich von Sylt (Quelle: BioConsult SH).

Abb. 63 zeitgt die zeitliche Variabilität in den Datensätzen. Sie wird vor allem dadurch verursacht, dass die Tiere ein deutlich ausgeprägtes saisonales Wanderungsmuster haben


175

und z. B. im Seegebiet vor Sylt ein Maximum im Frühsommer erreichen und ein Minimum im Winter. Das Maximum wird nicht jedes Jahr zum gleichen Zeitpunkt erreicht, sondern ist vermutlich von vielen Faktoren, insbesondere von der Beuteverfügbarkeit abhängig. Um dieses Problem zu lösen, baut der vorgeschlagene Probenplan für ein Bestandsmonitoring auf jährliche Erfassungen an drei Zählterminen zwischen Juni und August im Seegebiet „Sylter Außenriff“ auf. Dadurch kann sichergestellt werden, dass ein jahreszeitlich schwankendes Bestandsmaximum erkannt und miteinander verglichen wird.

Abb. 63: Zeitliche Variabilität der Dichte von Schweinswalen in einem Seegebiet westlich von Sylt (Untersuchungsgebiet Butendiek) nach monatlichen Befliegungen von 2001 bis 2004. Datenlücken bedeuten, dass keine Befliegungen stattgefunden haben (Quelle: BioConsult SH).

Methodenstandards für Flugzeugzählungen Aus diesen beiden Fehlerquellen, der methodischen und der biologischen Datenvariabilität, folgt die Forderung nach einer weitgehenden Standardisierung der Monitoring-Methoden. Im Folgenden wird daher ein Methodenstandard für die Erfassung von Meeressäugetieren aus dem Flugzeug vorgestellt:

Datenerhebung:

Für ein langjähriges Monitoring wird folgender Methodenstandard vorgeschlagen:

Flughöhe: 600 Fuß (internationaler Standard) oder 250 Fuß (kombiniert mit Seevogelerfassung) .

Bei genügend hohen Dichten, wie z. B. im Seegebiet westlich von Sylt, können Schweinswale auch bei der niedrigeren Flughöhe erfasst werden. BioConsult SH führte im Rahmen der UVS

2001

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6

Jan Feb MarApr May Jun Ju

lAug Sep Oct

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4

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6

Jan

FebMar

AprMay Ju

n Jul

Aug SepOct

Nov

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/km

²

2003

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2

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Jan Feb MarApr May Jun Ju

lAug

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²

2004

0

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2

3

4

5

6

Jan Feb Mar Apr May Jun JulAug

SepOct

NovDec

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/km

²


176

Butendiek kombinierte Zählflüge für Vögel und Schweinswale in einer Höhe von 76 m (250 Fuß) durch. Die nach standardisierter Distance-Sampling Methode (Buckland et al. 2001) berechneten Dichten zeigten sehr ähnliche zeitliche Trends wie die bei Standardflughöhe erhobenen Daten aus dem gleichen Seegebiet zur gleichen Zeit. Die absoluten Dichten unterschieden sich im Mittel um den Faktor 1,3 (Abb. 64).

Abb. 64: Schweinswaldichte nach Flugzeugzählungen im Seegebiet westlich von Sylt. Links: Flughöhe 600 Fuß, Quelle: Gilles et al. (2006); rechts: Flughöhe 250 Fuß (Quelle: BioConsult SH 2006).

Fluggeschwindigkeit: 175 km/h.

Anzahl Zähler und Zählerteam: Drei Zähler, die kontinuierlich alle Beobachtungen auf Diktafon sprechen; der Zähler auf der Rückbank wechselt je nach Lichtbedingungen auf die Seite mit den besten Bedingungen. Das eingesetzte Zählerteam besteht aus erfahrenen Beobachtern. Bei kombinierten Vogel-/Säugetiererfassungen ist eine ausreichende (Vogel-) Artenkenntnis zwingende Voraussetzung. Idealerweise wird immer dasselbe Team eingesetzt.

Seegang/Windgeschwindigkeit: Seegang 0 bis 2 (Wind: 0 bis 2 Bft). Auf diesen Punkt ist besonders zu achten, da Seegang generell einen deutlichen Einfluss auf die Erfassbarkeit der Tiere hat (Teilmann 2003). Das schränkt die Einsetzbarkeit der Flugzeugzählung ein, insbesondere in den Wintermonaten. Für den Zeitraum von Juni bis August gab es in den letzten fünf Jahren auf Helgoland im Mittel insgesamt fünf Tage mit einem Tagesmittel der Windstärke bis zu zwei Beaufort. An insgesamt weiteren 31 Tagen wurden im Mittel bis zu drei Beaufort gemessen. Da diese Werte ein Mittel von 24 Stunden darstellen, sind sicherlich auch weitere für eine Erfassung ausreichend lange Phasen geringerer Windstärke unter diesen Tagen vorhanden, so dass im Sommer die Windbedingungen an einer ausreichenden Anzahl von Tagen eine Methodenanwendung ermöglichen. Eine quasi-synoptische Erfassung der gesamten Nordsee erfordert allerdings mehrere Tage in kurzer Folge mit geeigneten Wetterbedingungen.

0

0.5

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2001 2002 2003 20042002 2003 2004 20052002 2003 2004 2005


177

Sicht/Gegenlicht: Mindestens 5 km Sicht; die Sicht- und Gegenlichtbedingungen müssen individuell auf einer Skala von 1 = sehr gut bis 3 = schlecht eingestuft werden und zu Beginn jeden Transektes und bei jeder Änderung festgehalten werden.

Zu erfassende Parameter: bei Meeressäugersichtungen: Sekundengenaue Uhrzeit; Winkel; Anzahl, Art; Verhalten; Alter; Sichtungsauslöser (über/unter Wasser, Assoziationen mit Vögeln, Müll, etc.); sonstige Sichtungen (Müll, Wasserfronten, Algenblüten, Schiffe, (Stellnetz)bojen, etc.): Sekundengenaue Uhrzeit, bei Schiffen/Bojen: Schiffstyp, Winkel, Fahrtrichtung.

G(0) Korrekturwert: Kreisflüge/Doppelsichtungen durch hintereinander sitzende Zähler.

Datenauswertung:

Darstellung des Aufwands („km on effort“);

Genaue Methodenbeschreibung, besonders für die Berechnung des g(0)-Wertes;

Abundanzen für das beflogene Gebiet (Ind./km²) inklusive Standardabweichungen und Fehlervarianzen.

Verteilung in Form von Dichte pro 10 x 10 km Gitternetzen;

Kälberanteil;

Habitatqualität: Verteilung von Schiffen, Stellnetzen, etc.

Schulungen: Zielführend für künftige Monitoringvorhaben ist eine detaillierte Methodenbeschreibung und Dokumentation der eventuellen Einschränkungen und Abweichungen einzelner Zählflüge von der Standardmethode. Spezielle Treffen zur Qualitätssicherung (Quality Assurance Meeting, QAM) fanden für Kartierungen der küstenfernen Gebiete bisher nicht statt. Da die großräumigen Erfassungen (MINOS/MINOS+, viele Offshore-Windpark-Untersuchungen) bisher nur durch wenige Teams mit annähernd konstanten Mitarbeiten durchgeführt wurden, waren solche „Interkalibrierungen“ bisher nicht zwingend notwendig. Abstimmungen im internationalen Zusammenhang gab es nur im Rahmen speziell ausgerichteter Projekte, wie z. B. SCANS.

Auch im Rahmen der im ESAS (European Seabirds at Sea) -Programm standardisierten Seevogelerfassungen (bei denen Sichtungen von Meeressäugetieren mit aufgenommen werden), sind bisher keine Zertifizierungen/ Qualitätssicherungen für einzelne Erfasser oder Teams eingeführt worden. Im Rahmen eines langfristigen Monitorings werden Schulungen, mindestens aber regelmäßige Workshops empfohlen, auf denen die Methodenstandards diskutiert, weiterentwickelt und trainiert werden. Ähnliche Treffen (QAM) sind bereits in anderen Monitoringprogrammen etabliert, z. B. für die Erfassung von Brutvögeln im Wattenmeer (Blew 2003).

Da die Erfassungen in der Regel mit einem sechssitzigen Flugzeug durchgeführt werden, kann ein zusätzlicher Zähler zu Schulungszwecken oder zur Bestimmung von Erfassungsfehlern an den Flügen teilnehmen. Es wird dringend empfohlen, für ein Monitoring mit einem möglichst gleich bleibenden Team erfahrener Zähler zu arbeiten.


178

Datenerhebung mit T-PODs

Methodische Datenvariabilität Wichtige Grundvoraussetzung für die Entwicklung von Bestandstrends ist die gleiche Empfindlichkeit der Geräte. Schon geringe Sensitivitätsunterschiede hinsichtlich der „Hörschwelle“ verschiedener T-PODs führen zu einem unterschiedlichen Erfassungsradius und damit zu unterschiedlichen Ergebnissen. Um eine methodische Datenvariabilität weitgehend auszuschließen, bzw. zu minimieren, ist eine Kalibrierung der im Rahmen eines Monitorings eingesetzten Geräte erforderlich. Dazu wird dringend die Kombination aus Testtank- und Freilandkalibrierung empfohlen. Ergebnisse der Testtank-Kalibrierung zeigen, dass die zum Teil unterschiedlich sensitiven Geräte auf eine theoretisch gleiche Hörschwelle gesetzt werden können (Honnef et al. 2006). Ergebnisse aus dem Freiland zeigen jedoch, dass auch Geräte, die im Testtank einander sehr ähnliche Ergebnisse gezeigt haben, durchaus voneinander abweichende Daten aufzeichnen, wenn sie nebeneinander im Wasser ausgebracht denselben Geräuschquellen ausgesetzt sind. Um diesen Fehler abschätzen zu können, wird eine Freilandkalibrierung in einem Gebiet mit hoher Schweinswaldichte empfohlen. Ein weiterer Grund für eine heterogene Datenlage auf der Basis von T-POD-Daten wurde in der Vergangenheit häufig durch eine z. T. hohe Verlustrate der Geräte verursacht. Größere Datenlücken in Monitoring-Datensätzen können die statistische Aussagekraft stark negativ beeinflussen. Daher muss insbesondere im Bereich der viel befahrenen Schifffahrtsstraßen und in intensiv befischten Gebieten eine sichere Verankerung Verluste vorbeugen.

Abb. 65: Schematische Darstellung der Ausbringung eines T-PODs (verändert nach Honnef et al. 2006).

Honnef et al. (2006) empfehlen eine Verankerung der T-PODs an einer beleuchteten Warnboje und einem akustischen Auslösesystem. BioConsult SH hat über die Ausbringung eines sehr ähnlichen Systems, aber mit schweren Ankern und ohne akustisches System, gute Erfahrungen sowohl in der Nord- wie auch in der Ostsee sammeln können. Grundsätzlich empfiehlt sich der Einsatz eines ausreichend großen Schiffs, das auch das Bergen schwerer Systeme sicherstellt.

Seil mit Fender an der Wasser-oberfläche


179

Biologische Datenvariabilität Die T-PODs haben nur eine Reichweite von ca. 200 bis 300 m und können daher nur sehr punktuell Daten erheben. Die bisherigen Ergebnisse zeigen, dass durch die hohe Mobilität der Tiere ein T-POD-Datensatz sehr gut mit der Abundanz von Schweinswalen im Erfassungsbereich der Geräte abgeglichen werden kann und die Ergebnisse nicht durch ein Tier, was sich lange Zeit im Erfassungsbereich aufhält, ungenau werden (Tougaard et al. 2006). Durch die Ausbringung mehrerer, nur wenige Kilometer weit auseinander liegender Hydrophone kann einer kleinräumigen Heterogenität begegnet und zusammenhängende Seegebiete hinsichtlich der Schweinswalvorkommen beschrieben werden. Die zeitliche Auflösung ist allen weiteren Methoden deutlich überlegen und kann der jeweiligen Dichte angepasst werden, indem bei geringer Dichte (z. B. generell östliche Ostsee) schweinswalpositive Tage und bei höheren Dichten schweinswalpositive Stunden, 10-Minuten oder Minuten als Bezugsgröße gewählt werden.

Der kleine Erfassungsradius kann – abhängig von der Dichte der Tiere - zu großen Schwankungen in der Registrierung von Schweinswalen von einem Tag zum anderen führen und damit eine hohe biologische Variabilität in den Datensätzen verursachen. Verfuß et al. (2007) haben anhand des Parameters PPD simuliert, wie viel Tage eine Messstation betrieben werden muss, damit die Standardabweichung weitgehend konstant und so klein wie möglich bleibt (Abb. 66).

Abb. 66: links: Mittelwert (gepunktete Linie) +/- Standardabweichung (dünne Linien) der % schweinswalpositiven Tage von je 250 simulierten randomisierten Datensätzen in Abhängigkeit der Dauer (no. of obs. days) für Gebiete mit vorgegebenem Prozentsatz PPD (hellblau = 10 %; mittelblau = 50 %; dunkelblau = 90 %). Rechts: Standardabweichung (% standard deviation) in Abhängigkeit des vorgegebenen Prozentsatzes schweinswalpositiver Tage PPD) für einen Observierungszeitraum von fünf (rot), 10 (blau), 15 (türkis) und 20 (grün) Tagen. Aus: Verfuß et al. 2007.

Number of observation days % porpoise positive days

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90%5 days10 days15 days20 days

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20

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180

Es zeigt sich, dass die Variabilität der Ergebnisse sowohl von der Anzahl der Aufzeichnungstage als auch von der in dem Gebiet zu erwartenden Schweinswaldichte abhängt: Die Variabilität der Daten sinkt mit zunehmender Anzahl an Aufzeichnungstagen. Bei niedriger sowie bei hoher Anzahl PPD ist die Variabilität niedrig und steigt zu mittleren Prozentzahlen hin an. Das heißt, die Daten von Gebieten mit einer mittleren Dichte (50 % PPD) sind variabler und liefern erst nach einer längeren Aufzeichnungsperiode von mindestens 14 Tagen exaktere Angaben, während in Gebieten mit wenig oder viel PPD der Observierungszeitraum nur wenige Tage braucht, um eine konstant niedrige Standardabweichung zu erreichen.

Methodenstandard für stationäre akustische Datenlogger (T-PODs).

Für ein standardisiertes Monitoring müssen die eingesetzten Geräte alle von möglichst einer Baureihe sein mit den gleichen Einzelbausteinen (v. a. die akustischen Bauteile, wie das Hydrophon). Gleichzeitig müssen genügend Ersatzteile und Ersatzgeräte für ein langjähriges Monitoring zur Verfügung stehen, so dass auch Verluste ausgeglichen werden können.

Alle Geräte müssen einer Testtank- und Freilandkalibrierung vor dem Feldeinsatz unterzogen werden. Die Sensitivität der Geräte muss auf ein gleiches Niveau eingestellt werden und mit diesen Einstellungen im Freiland in einem Gebiet hoher Schweinswaldichte auf mögliche Unterschiede hin getestet werden. Eine feste und sichere Verankerung nach oben beschriebener Methode muss sicher gestellt sein und eine regelmäßige Kontrolle mit Gerätewechsel muss mindestens alle sechs bis acht Wochen erfolgen. Dies erfordert den Einsatz eines geeigneten Schiffes. Zur Auswertung gilt es zunächst, die Rohdaten zu sichern und mit der aktuellsten TPOD.exe-Software über den Algorithmus auf Schweinswaldaten hin zu untersuchen. Die von diesem Programm klassifizierten Datensätze sind in der so genannten „traindetail“-Form in eine Datenbank zu übertragen. Um den Fehler durch falsche Klassifizierungen zu minimieren, wird empfohlen, nur die beiden höchsten Wahrscheinlichkeitsklassen in eine weitere Auswertung mit einzubeziehen. Erfahrungen von Verfuß et al. (2005) zeigen, dass im Bereich der östlichen Ostsee so wenig Schweinswalkontakte registriert werden, dass es angeraten erscheint, diese Datensätze noch einmal „manuell“ auf Schweinswale zu überprüfen.

Bewertung des Erhaltungszustands Natura 2000 Monitoring AWZ

181

9 Bewertung des Erhaltungszustands nach LANA Schema

Das Monitoring soll die Grundlage für die Bewertung der Erhaltungszustände der zu betrachtenden Lebensräume und Arten liefern. Für die Beurteilung des Erhaltungszustandes von Arten und Lebensraumtypen wurde durch die LANA ein allgemeines Bewertungsschema entwickelt. Es beinhaltet die Einstufung des Erhaltungszustandes in die Qualitätskategorien A, B und C anhand der folgenden drei Parameter:

Tab. 54: Dreistufiges LANA-Schema zum Erhaltungszustand von Lebensraumtypen.

Tab. 55: Dreistufiges LANA-Schema zum Erhaltungszustand von Arten.

Die Bewertungskategorien der drei Parameter werden zu einem Gesamtwert zusammengefasst. Folgendes Schema wird für die Verrechnung angewendet:


182

Tab. 56: Schema für die Berechnung des Gesamtwertes (LANA 81. Sitzung 2001) Habitatstrukturen

Habitatqualität A A A A A B B

Arteninventar

Population B A B C A B C

Beeinträchtigung C B B C C C C

Gesamtwert B A B C B B C

Im Folgenden soll kurz dargelegt werden, in welchem Maße die in den jeweiligen Probenplänen vorgeschlagenen Untersuchungen geeignet sind, die Anforderungen an die Bewertung der Erhaltungszustände zu erfüllen. In Tab. 57 wird dazu aufgelistet, zu welchen der genannten Bewertungsparameter ausreichende Daten erhoben werden.

Tab. 57: Bewertung der Erhebung der Bewertungsparameter durch die vorgeschlagenen Probenpläne. (+) = gering, + = teilweise, ++ = ausreichend. LRT Fische Vögel Meeressäuger

Habitatstrukturen

Habitatqualität ++ (+) (+) (+)

Arteninventar

Population ++ ++ ++ ++

Beeinträchtigung + + + +

Das vorgeschlagene Monitoring ist vorrangig auf die zentralen Parameter Arteninventar/Population sowie bei den Lebensraumtypen auf die Habitatqualität ausgerichtet. Es wird dementsprechend angenommen, dass die Datenerhebung in dieser Hinsicht als vollständig eingestuft werden kann. Habitatstrukturen werden bei der Erfassung der Arten nur in gewissem Umfang erfasst. Die Erfassung möglicher Beeinträchtigungen erfolgt zwar bei allen vorgeschlagenen Untersuchungen, jedoch kann sie in keinem Fall als vollständig eingestuft werden.

Einige Parameter der Habitatqualität können bei den Arterfassungsprogrammen teilweise mit aufgenommen werden, indem etwa Messungen zu Salzgehalt und Temperatur erfolgen. Das Habitat einer jeden Art besteht jedoch aus einer hohen Zahl verschiedener biotischer und abiotischer Faktoren, die nicht durch die beiläufige Messung weniger Parameter zu beschreiben sind. Es ist daher nicht möglich, vollständige Angaben zur Habitatstruktur im Rahmen der Arterfassungen mit zu erheben. Für nicht wenige Arten sind die Kenntnisse ihrer Biologie zudem nicht ausreichend, um die relevanten Parameter abschätzen zu können, und es wird nicht angenommen, dass mit der Aufnahme der Habitatqualität in das Bewertungsschema der Anspruch verbunden wird, eine vollumfängliche Beschreibung vorzulegen. Bedeutsam erscheint in diesem Zusammenhang eine Bewertung der Habitatqualität im Hinblick auf die Frage, ob Beeinträchtigungen erkannt werden können. Dies kann im Rahmen der Arterfassungen eingeschränkt geschehen. Weitere wichtige Angaben liefern die Erfassungsprogramme für Lebensraumtypen im Rahmen des Natura 2000-


183

Monitorings, die Untersuchungen des Monitorings für die Wasserrahmenrichtlinie, das Bund-Länder-Messprogramm und weitere, oben bereits genannte Untersuchungen, die für die Erfüllung der Natura 2000-Berichtspflichten genutzt werden können. Für eine vollständige Erfüllung der Natura 2000-Berichtspflichten erscheint es daher als bedeutsam, die einzelnen Erfassungsprogramme aufeinander abzustimmen.

In gleicher Weise ist zur Erfassung von Beeinträchtigungen zu erwähnen, dass bei den Arterfassungen und den Untersuchungen der Lebensraumtypen einige Faktoren mit erfasst werden können, eine vollständige Beschreibung jedoch nicht möglich ist. Erfasst werden können leicht sichtbare Beeinträchtigungen wie Störungen durch Schiffsverkehr, die Anwesenheit von Ölverschmutzungen oder von Stellnetzen. Für andere Beeinträchtigungen, wie etwa Schadstoffbelastungen, sind hingegen eigene Untersuchungen notwendig. Für die Erfüllung der Natura 2000-Berichtspflichten sind auch bei der Beschreibung von Beeinträchtigungen überwiegend andere Quellen als das Monitoring selbst heranzuziehen, ggf. sind eigene Untersuchungen durchzuführen, wenn eine Verschlechterung des Erhaltungszustands eines Schutzguts auftritt. Bei der Fortschreibung des Bund-Länder-Messprogramms sollten die Parameter berücksichtigt werden, mit denen Beeinträchtigungen relevanter Schutzgüter erkannt werden können.

Zusammenfassung Natura 2000 Monitoring AWZ

184

10 Zusammenfassung

In dem vorliegenden Bericht wird ein Probenplan für ein Meeresmonitoring der Natura 2000-Schutzgüter in den küstenfernen Gewässern der deutschen Nord- und Ostsee entwickelt. Grundlagen für die notwendigen Erhebungen sind die von der EU-Kommission im März 2005 in der Mitteilung des Habitatausschuss „Bewertung, Monitoring und Berichterstattung des Erhaltungszustands – Vorbereitung des Berichts nach Art. 17 der FFH-Richtlinie für den Zeitraum von 2001 – 2007 (DocHab-04-03/03-rev.3) formulierten Vorgaben für die Berichtspflichten und das Monitoring im Rahmen der Fauna-Flora-Habitat-Richtlinie (FFH-Monitoring). Anhand dieser EU-Vorgaben hat die LANA im September 2006 (94. LANA, Eisenach, Top 4) die Grundsätze für eine gemeinsame Vorgehensweise für das FFH-Monitoring von Bund und Ländern entwickelt und beschlossen. Das im vorliegenden Bericht dargestellte Erfassungskonzept für ein Monitoring berücksichtigt die Vorgaben der EU und der LANA. Unter besonderer Berücksichtigung der vorliegenden Daten, insbesondere der für Auswahl und Abgrenzung der Meeresschutzgebiete im Küstenmeer und der Ausschließlichen Wirtschaftszone (AWZ) erhobenen, wurde ein Aufgaben- und Zeitplan für das Monitoring der FFH-Lebensraumtypen „Sandbänke mit ständiger schwacher Überspülung mit Meerwasser“ (Code 1110) und „Riffe“ (Code 1170), für die Arten des Anhang I der FFH-RL Schweinswale (Phocoena phocoena), Flussneunauge (Lampetra fluviatilis), Meerneunauge (Petromyzon marinus), Alse (Maifisch) (Alosa alosa), Finte (Alosa fallax), Nordseeschnäpel (Coregonus oxyrhynchus), Stör (Acipenser sturio), sowie die gemäß Vogelschutz-RL in den Naturschutzgebieten in der AWZ geschützten Vogelarten wie z. B. Sterntaucher (Gavia sp.) und Trauerente (Melanitta nigra) entwickelt. Soweit möglich, wurden die bereits im Auftrag der Küstenbundesländer laufenden Monitoringprogramme berücksichtigt und in den Probenplan integriert.

Schutzgut Natura 2000 Lebensraumtypen In den deutschen Meeresgewässern von Nord- und Ostsee sind die einzelnen Vorkommen der Lebensraumtypen „Sandbänke“ und „Riffe“ vor allem in der AWZ bekannt und im Monitoring zu berücksichtigen Die Erfassung des Erhaltungszustands erfolgt durch ein Stichprobenmonitoring der bekannten und zuvor kartierten Vorkommen. Nach dem Beschluss der 94. LANA vom September 2006 (TOP 4) kann die Untersuchung für einen Lebensraumtyp generell auf Natura 2000 Schutzgebiete beschränkt bleiben, wenn mehr als 80% der Vorkommen in Schutzgebieten liegen. Diese Aussage gilt an Land und im Meer und damit auch uneingeschränkt für alle Lebensraumtypen in der Nord- und Ostsee. Aufgrund der aktuell bekannten prozentualen Verteilung reicht es aus, dass „Sandbänke“ und „Riffe“ in der Nordsee und die „Sandbänke“ in der Ostsee nur in den Schutzgebieten, allerdings die „Riffe“ der Ostsee auch außerhalb des Schutzgebietsnetzes erfasst werden müssen.

Nach den Vorgaben der LANA (94. LANA Top 4) ist eine Anzahl von 63 Stichproben pro Lebensraumtyp und biogeographischer Region ausreichend, um signifikante Abweichungen vom günstigen Erhaltungszustand im Zeitraum von zwei vollständigen Berichtszeiträumen (12 Jahre) zu erfassen. Die folgende Liste zeigt den benötigten Stichprobenumfang für die AWZ und die daraus resultierende Verteilung zwischen AWZ und Küstengewässern.


185

Nordsee Benötigter

Stichprobenumfang in der AWZ

Stichproben zur Verfügung für

Küstengewässer

LRT Riffe 52 11

LRT Sandbänke 35 28

Ostsee Benötigter

Stichprobenumfang in der AWZ

Stichproben zur Verfügung für

Küstengewässer

LRT Riffe 33 30

LRT Sandbänke 35 28

Generell wird folgendes Vorgehen empfohlen:

• Einmalige Beprobung aller Untersuchungsflächen innerhalb eines Berichtszeitraumes

• Jährliche Beprobung einer Anzahl zufällig ausgewählter Untersuchungsflächen

Hieraus ergibt sich folgender Probenplan:

AWZ Nordsee

Anzahl der Replikate, die einmal pro

Berichtszeitraum beprobt werden

Anzahl der Replikate, die jährlich beprobt

werden

Riffe 52 10

Sandbänke 35 10

Gesamt 87 20

AWZ Ostsee

Anzahl der Replikate, die einmal pro

Berichtszeitraum beprobt werden

Anzahl der Replikate, die jährlich beprobt

werden

Riffe 33 10

Sandbänke 35 10

Gesamt 68 20

Die Beprobung erfolgt durch Greiferproben, geschleppte UW-Videotransekte oder durch Taucher, in Abhängigkeit von den örtlichen Gegebenheiten. Nach der Analyse der Daten erfolgt eine primäre ökologische Bewertung durch das WRRL-Bewertungsmodell MARBIT (Marine biotic index tool). Anschließend erfolgt eine Anpassung an das dreistufige Bewertungssystem der LANA.


186

Schutzgut Fische

Auf Grundlage der Anhänge II, IV und V der FFH-Richtlinie sind die Arten Flussneunauge, Meerneunauge, Alse, Finte, Nordseeschnäpel und Stör für das Natura 2000-Monitoring in der deutschen Nord- und Ostsee relevant.

Alle genannten Arten sind anadrome Wanderfische, die vor allem während ihrer Laichwanderungen stromaufwärts in die Flüsse am effektivsten beprobt werden können, um Aussagen über die jeweilige Population und ihre Entwicklung zu treffen. Im Rahmen des FFH-Monitorings geforderte Aussagen über Veränderungen des Verbreitungsgebietes sind damit allerdings nicht möglich. Laut Anforderungen der FFH-RL zur Bewertung des Erhaltungszustandes der genannten Arten ist die Gesamtsituation der jeweiligen Art zu bewerten. Somit ist neben einer Beprobung in ihren Laichgewässern eine Überwachung sowohl in den Küstengewässern als auch im küstenfernen Bereich der deutschen Nord- und Ostsee durchzuführen. Neben Stör, Schnäpel und Alse, die als ausgestorben oder verschollen gelten, tritt auch das Meerneunauge in Nord- und Ostsee bislang nur selten auf und wäre nur durch ein sehr aufwendiges stichprobenbasiertes Monitoring zu erfassen. Der zeitliche und finanzielle (Fischerei-)Aufwand, um Stör, Schnäpel, Alse und Meerneunauge zu untersuchen, wäre sehr hoch. Finte und Flussneunauge sind dagegen aufgrund ihres Vorkommens und ihrer Verbreitung in Nord- und Ostsee durch ein stichprobenbasiertes Monitoring erfassbar. In den aktuell laufenden Untersuchungsprogrammen durch Bundes- und Landesfischereiforschungsanstalten werden überwiegend Bodenschleppnetze eingesetzt. Beim Stör handelt es sich um eine demersale Art, die im Rahmen der jährlich durchgeführten Forschungssurveys in den deutschen Ostseegewässern durch Verwendung von Bodenschleppnetzen gut registriert werden kann und somit eine Überwachung des Wiederauftauchens bzw. die Erfolgskontrolle von Wiedereinbürgerungsmaßnahmen sichergestellt ist. Vorkommen und Verbreitung der Finte, ein Schwarmfisch des Freiwassers, sowie des Fluss- und Meerneunauges in Nord- und Ostsee sind dagegen durch den Einsatz von pelagisch fischenden Fanggeräten zu erfassen.

Für das Natura 2000 Monitoring wird somit eine andere Gewichtung der bisher laufenden Untersuchungsprogramme empfohlen, bei der vermehrt auch pelagische Arten Berücksichtigung finden sollten. Dementsprechend sollte ein Stationsnetz für die pelagische Fischerei in der Nordsee sowie für die Ostseeküste entwickelt werden. In der Ostsee sollten zudem die Untersuchungsprogramme BIAS und BASS der BFA-Fi Rostock zur Erfassung der pelagischen FFH-Fischarten genutzt werden. Als Untersuchungszeit bietet sich das dritte Quartal mit dem Maximum der Artenpräsenz in Nord- und Ostsee an. Zur adäquaten Erfassung wandernder Fische im Küstenbereich der Nordsee ist, neben dem bereits laufenden Fischmonitoring mittels Hamenfischerei in Schleswig-Holstein, eine zusätzliche Überwachung in Niedersachsen einzurichten. Auch in diesem Fall bietet sich das dritte Quartal als Untersuchungszeitraum an. In den Flüssen und Übergangsgewässern erfolgt die Bestandsaufnahme der FFH-relevanten Fischarten im Zuge laufender Untersuchungsprogramme zur WRRL.


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Zusätzlich zu den schon bestehenden Untersuchungsprogrammen werden folgende Monitoringaktivitäten empfohlen: Nordsee Auswertung relevanter Daten

aus bestehende Untersuchungsprogrammen

Hamenfischerei Pelagische Schleppnetzfischerei

Alle 6 Jahre Auswertung der Ergebnisse aus Unters. der WRRL oder des BLMP+ u. der BFA-Fi

- -

Jährlich - Küstengebiet Elbe/Weser, Jade u. Ems: 9 Stationen

Zeitraum: 3. Quartal

Gesamte Nordsee: Ca. 50 Hols Ca. 10 Seetage


Ostsee Auswertung relevanter Daten aus bestehende

Untersuchungsprogrammen

Hamenfischerei Pelagische Schleppnetzfischerei

Alle 6 Jahre Auswertung der Ergebnisse aus Unters. der WRRL oder des BLMP+ u. der BFA-Fi

- -

Jährlich - - Eckernförder/Kieler Bucht, Mecklenburger Bucht, Rügen, Greifswalder Bodden, Pommersche Bucht u. Oderästuar: Ca. 50 Hols: Ca. 10 Seetage


Schutzgut Vögel Das küstenferne Monitoring für das Schutzgut Vögel wird vorrangig auf die Arten ausgerichtet, die im Anhang I EU-VRL geführt werden und/oder mit einem Anteil von mehr als 10 % der biogeografischen Population in Deutschland vorkommen. Für die Ostsee sind dies die beiden Seetaucherarten, Ohrentaucher, alle Meeresentenarten sowie die Zwergmöwe. In der Nordsee sind dies beide Seetaucherarten, Trauer- und Eiderente, Herings- und Sturmmöwe sowie die Seeschwalbenarten. Diese Arten stehen hinsichtlich der Wahl der Beobachtungsplattform und der Erfassungszeiten im Vordergrund, andere Arten werden stets mit erfasst. Ein weiterer Schwerpunkt sollte auf den gemäß den Verordnungen der EU-Vogelschutzgebiete geschützten Seevogelarten liegen. Die international synchronisierte und langjährig etablierte Mittwinterzählung bildet die beste Möglichkeit, Bestände der Länder und des Bundes gleichzeitig zu erheben und zusammenzufassen. Es wird daher vorgeschlagen, alle zu behandelnden Arten zu diesem Termin (etwa ab 15. Januar) in beiden Meeren zu erfassen. Darüber hinaus werden für die vorrangig zu betrachtenden Arten weitere Zählungen zur Erfassung der Maximalbestände zu anderen Jahreszeiten empfohlen.

Der Probenplan setzt in der Nordsee einen Schwerpunkt auf die Erfassung der Bestände im SPA Östliche Deutsche Bucht und den angrenzenden Schutzgebieten in den Hoheitsgewässern westlich Schleswig-Holsteins mit Flugzeugzählungen, die zweimal jährlich durchgeführt werden sollen Eine Gesamterfassung der deutschen Nordsee mit Flugzeugzählungen soll in sechsjährigem Abstand durchgeführt werden. Für die Ostsee wird vorgeschlagen, jährliche Kompletterfassungen in Zusammenarbeit mit den Ländern


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durchzuführen, die im SPA Pommersche Bucht durch Schiffszählungen ergänzt werden sollen. Im SPA Pommersche Bucht sollen zusätzlich im Frühjahr und Sommer Flugzeugzählungen erfolgen, um die Bestandsmaxima der Meeresenten und die Mauservorkommen der Trauerente zu erfassen.

Die empfohlenen Untersuchungen werden folgend zusammengefasst:

Nordsee Flugzeug Schiff

5 von 6 Jahren je 2 Flugtage im Januar und März im SPA Östliche Deutsche Bucht (Ausdehnung des Monitorings des Landes)

1 von 6 Jahren 6 Flugtage im Mittwinter in gesamter AWZ -

Ostsee Flugzeug Schiff

jährlich

je 3 Flugtage im Mittwinter in gesamter AWZ und

1 Flugtag im Frühjahr und Sommer im SPA Pommersche Bucht

3 Schiffstage im Mittwinter im SPA Pommersche Bucht

Schutzgut Meeressäugetiere Von den drei in deutschen Gewässern regelmäßig vorkommenden Meeressäugetierarten ist der Schweinswal in der AWZ von Nord- und Ostsee im Rahmen des Natura 2000 Monitorings zu berücksichtigen, wogegen Seehunde und Kegelrobben in ausreichendem Maße auf ihren Ruheplätzen in den Küstengewässern erfasst werden. Dadurch sind Aussagen zur Populationsgröße und -entwicklung möglich. Aussagen über das aktuelle Verbreitungsgebiet können damit allerdings nur beschränkt getroffen werden.

Für das Monitoring der Schweinswale werden für die Nordsee Flugzeugzählungen und der Einsatz stationärer PODs empfohlen. Im Rahmen des Natura 2000 Monitorings sollen jährliche Zählungen westlich Schleswig-Holsteins unter Einschluss der Küstengewässer erfolgen und in dreijährigen Abständen die deutschen Nordseegewässer vollständig erfasst werden.

In der Ostsee sind Scheinswale nördlich des Fehmarnbelts so häufig, dass sie auch mit Hilfe von Flugzeugzählungen erfasst werden können. Aufgrund der geringen Bestände und den daraus resultierenden geringen Sichtungsraten östlich der Kieler/Mecklenburger Bucht, in den Küstengewässern Schleswig-Holsteins und Mecklenburg-Vorpommerns ist er daher sinnvoller stationäre PODs zu verwenden, mit denen die Bestandsentwicklung dokumentiert werden kann.


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Die empfohlenen Untersuchungen werden folgend zusammengefasst:

Nordsee Flugzeug T-POD

Alle 3 Jahre Komplett-Erfassung: 5 Flugtage

Zeitraum: Zwischen 15.Juni und 15.Juli -

Jedes Jahr

3 Teilerfassungen Sylter Außenriff: 6 Flugtage

Zeitraum: Zwischen 1. Juni und 15. August

3 Gebiete mit je 2 PODs

Zeitraum: ganzjährig

Ostsee Flugzeug T-POD

Alle 3 Jahre Teilerfassung westliche Ostsee: 1

Flugtag

Zeitraum: Zwischen 15. Juni und 31. Juli -

Jedes Jahr - 2 Gebiete mit je 6 PODs halbjährig

2 Gebiete mit je 6 PODs ganzjährig

Gemeinsame Erfassung von Seevögeln und Schweinswalen Seevögel und Schweinswale können bei Flugzeugzählungen gemeinsam erfasst werden, wenn die Standardflughöhe der Schweinswalzählflüge von 600 Fuß auf die Standardhöhe für Seevogelzählungen von 250 Fuß gesenkt wird. Das kombinierte Erfassungsprogramm von Meeressäugetieren und Vögeln mit einer Flughöhe von 250 Fuß führt zu keiner Kostenersparnis. Dies resultiert primär daher, dass für die Erfassung von Schweinswalen Flüge im Sommerhalbjahr durchgeführt werden müssen, für Seevögel dagegen im Winterhalbjahr. Eine gemeinsame Erfassung würde jedoch in beträchtlichem Umfang für Schweinswale und für Seevögel zu zusätzlichen Daten und einem umfassenderen Überblick über das saisonale Vorkommen führen und wird daher empfohlen.

Summary Natura 2000 Monitoring AWZ

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11 Summary

This report presents a proposal for the monitoring of Nature 2000 species and habitats in offshore waters within the German Exclusive Economic Zone (EEZ) of the North Sea and the Baltic Sea. In March 2005 the EU Commission drafted monitoring obligations of the member states in its note to the Habitat Committee ‘Assessment, monitoring and reporting of conservation status – Preparing the 2001-2007 report under Article 17 of the Habitats Directive (DocHab-04-03/03 rev.3)’. Based on this note, the LANA - representing the German Federal as well as the State Ministries of the Environment - developed and concluded in September 2006 a coordinated approach on German Nature 2000 monitoring. Recommendations of this report take EU and national concepts into account. Based on available data, especially those which were gathered to select and specify / delineate Nature 2000 sites in German offshore waters, a specific monitoring plan for species and habitats is developed. This monitoring plan considers the habitat types “sandbank” (Code 1110) and “reef” (code 1170), species listed in annexes of the habitat directive which are Harbour Porpoise (Phocoena phocoena), River Lamprey (Lampetra fluviatilis), Sea Lamprey (Petromyzon marinus), Allis Shad (Alosa alosa), Twaite Shad (Alosa fallax), Houting (Coregonus oxyrhynchus) and Sturgeon (Acipenser sturio), as well as bird species either protected by the bird directive or specifically in marine protected areas of the German EEZ as divers (Gavia spec.) or Common scoter (Melanitta nigra). Existing monitoring programs of coastal waters, which fall under the responsibility of the respective German states, are considered and integrated as far as possible.

Marine habitats

In German offshore waters two habitat types “reefs” (code1170) and “sandbanks” (code 1110) occur and have to be subjected to the monitoring. The conservation status of the habitats shall be monitored by sampling the macrozoobenthic communities, after these habitats have been mapped in previous investigations. According to the conclusions of the LANA, monitoring can be restricted to marine Natura 2000 sites if they cover more than 80% of the area of a habitat. This applies to the habitat type “sandbank” in all German waters and to “reefs” in the North Sea. In the Baltic Sea, “reefs” outside marine Natura 2000 sites have to be included into monitoring activities.

The LANA recommends to take 63 samples per habitat type and biogeographical region. According to the distribution of habitats in coastal and offshore waters the allocation of samples to coastal waters and EEZ is as follows:

North Sea Number of samples in EEZ

Number of samples in

coastal waters

Reefs 52 11

Sandbanks 35 28

Baltic Sea Number of samples in EEZ

Number of samples in

coastal waters

Reefs 33 30

Sandbanks 35 28


191

It is recommended to sample all locations once in a six-year reporting period, but to take repeated samples annually at randomly selected sites. The survey program in offshore waters is listed in the following table:

EEZ-North Sea

Numbers of samples taken once during a six-year reporting

period

Number of samples taken annually

Reefs 52 10

Sandbanks 35 10

Total 87 20

EEZ Baltic Sea

Numbers of samples taken once during a six-year reporting

period

Number of samples taken annually

Reefs 33 10

Sandbanks 35 10

Total 68 20

Sampling shall be carried out predominantly by taking grab samples or by divers depending on local conditions. The data analyses shall be followed by a preliminary ecological assessment using the MARBIT (Marine Biotic Index Tool). Finally, the assessments results will be adapted to to the evaluation matrix of the LANA.

Fish According to appendices II, IV and V of the habitat directive the following fish species occur in German marine waters and have to be considered in a Natura 2000 monitoring: River Lamprey, Sea Lamprey, Allis Shad, Twaite Shad, Houting and Sturgeon.

All species are anadromous migrants which can be sampled efficiently in rivers. However, the habitat directive requires an assessment of the conservation status of a species throughout its entire range, including coastal as well as offshore waters where these species spend most time of their annual cycle. Sturgeon, Houting and Allis Shad are considered to be extinct and Sea Lamprey is very rare in both, the Baltic and the North Sea. Their status or changes of their status cannot be assessed sufficiently by surveys which are restricted to a few sampling locations. On the other side, the effort to obtain comprehensive data about these rare species appears to be unjustifiably high. Regarding numbers and distribution of Twaite Shad and River Lamprey in the North Sea and the Baltic Sea, the conservation status of these species can be assessed with sufficient accuracy. Current monitoring programs on marine fish in German waters by federal and state authorities predominantly use bottom trawled fishing gear. This yields sufficient results on Sturgeon, which is a demersal fish; the possible reappearance of this species as well as the success of reintroduction programs in the Baltic


192

Sea would surely be noticed. However, abundance and distribution of Twaite Shad and of both Lamprey species in the North and Baltic Sea can only be assessed by pelagic trawls.

In conclusion, a Natura 2000 monitoring of these fish species needs to focus on pelagic surveys; this may be achieved by changes of current monitoring programs or by additional surveys. It will be necessary to develop a monitoring grid for pelagic surveys in the North Sea and the Baltic Sea. In the Baltic Sea, results of the monitoring programs BIAS and BASS of the Federal Research Centre of Fish should be utilized. Surveys should be carried out in the third quarter of each year when species abundances are highest in the North and the Baltic Sea. A thorough assessment of fish migration in coastal waters of the German North Sea requires additional surveys along the coast of Niedersachsen, as stow-net surveys are restricted to Schleswig-Holstein at present. In rivers and transitional waters surveys of fish species listed in the habitat directive are already conducted by investigations in compliance with the Water Framework Directive.

In addition to current fish monitoring, the following activities should be conducted:

North Sea Analysis of relevant data from

existing research programs Stow net Pelagic trawl net

Once in 6 years

Analysis of data from WFD monitoring, BLMP+ and BFA-Fi

- -

Annually - Coastal waters Elbe/Weser, Jade and Ems: 9 stations

Time of year: 3. quarter

Entire North Sea: 50 takes appr. 10 days at sea


Baltic Sea Analysis of relevant data from existing research programs

Stow net Pelagic trawl net

Once in 6 years

Analysis of data from WFD monitoring, BLMP+ and BFA-Fi

- -

Annually - - Eckernförder/Kiel Bight, Mecklenburg Bay, Rügen, Greifswalder Bodden, Pommeranian Bay and Oder estuary: 50 takes: Appr. 10 days at sea


Birds

Bird monitoring in coastal and offshore waters shall focus on species listed in Annex 1 of the bird directive and species present in German marine waters with more than 10% of their biogeographical population. In the Baltic Sea, both diver species, Slavonian Grebe, all seaduck species and Little Gull are relevant. In the North Sea, both diver species, Common Scoter and Eider Duck, Herring and Common Gull and all tern species are relevant. Observer platforms and schedules of surveys are selected with special focus on these species but all bird species shall be recorded during the surveys. The internationally synchronized midwinter waterbird counts are considered to be most suitable for synchronized surveys in German


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coastal and offshore waters and it is recommended to carry out surveys on all species in the Baltic Sea and the North Sea after about January 15th. Additional surveys are required to detect maximum numbers of some species at other times of the year.

In the North Sea, special emphasis is given to aerial surveys in the SPA Eastern German Bight and bordering SPAs in coastal waters which shall be conducted twice annually. A complete coverage of the entire German North Sea by aerial surveys shall be conducted once in six years. In the Baltic Sea, complete aerial surveys shall be conducted annually.and accompanied by ship surveys in the SPA Pomeranian Bay. Here, also additional aerial surveys are required in spring to cover maximum seaduck numbers and in summer to cover moulting Common Scoter.

Details of the monitoring program are listed below:

North Sea Aerial Surveys Ship Surveys

5 of 6 years 2 flight days in January and March in the SPA Eastern German Bight (extension of surveys in coastal waters)

1 of 6 years 6 flight days covering the entire EEZ -

Baltic Sea Aerial Surveys Ship Surveys

Annually

3 flight days covering entire EEZ in midwinter

1 flight day in spring and summer in the SPA Pomeranian Bay

3 ship days in SPA Pomeranian Bay

Marine Mammals In German offshore waters the Harbour Porpoise is the only marine mammal relevant to Nature 2000 monitoring. Both seal species are well covered on their haul-out sites along the coast. Monitoring of Harbour Porpoises shall be based on both, aerial surveys and stationary PODs (Porpoise Detectors). Aerial surveys shall be conducted annually at three different time periods in the marine reserves west of Schleswig-Holstein including coastal waters. A complete coverage of the whole German North Sea shall be conducted once in three years.

In the Baltic Sea, aerial surveys are only recommended for Kiel Bight and coastal waters of Schleswig-Holstein. In other areas of the Baltic Sea, porpoise densities are rather low; here, monitoring shall be based mainly on stationary PODs.

Details of the monitoring program are listed below:


194

North Sea Aerial surveys T-POD

Once in three years

5 flight days covering the entire German North Sea

Time period: June 15 to July 15 -

Annually 3 surveys totalling 6 flight days in MPA

west of Schleswig-Holstein

Time period: June 1 to August 32

3 areas with 2 PODs

Time period: Whole year

Baltic Sea Aerial surveys T-POD

Once in three years

1 flight day in western Baltic Sea (Kiel Bight)

Time period: June 15 to und July 31 -

Annually - 2 areas with 6 PODs during summer

2 areas with 6 PODs whole year

Combined surveys on birds and marine mammals

Seabirds and marine mammals may be sampled well in combined aerial surveys if flight altitude is reduced to 250 feet, which is below the standard flight altitude of 600 feet commonly used to count marine mammals and considerable additional data become available, especially on the seasonal pattern of the various species. However, it would not reduce total effort and costs of the monitoring as seabirds (counted in winter) and marine mammals (counted in summer) require surveys at different times.

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