Zunächst werden diejenigen Monitoringaktivitäten

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1 Vorwort Monitoring ist der Fachbegriff für die ökologische Langzeitbeobachtung der Umwelt. Der Ursprung des Monitorings im Wattenmeer ist eng mit den Anfängen des Naturschutzes verbunden. Die zu Beginn dieses Jahrhunderts gegründeten Vogelschutzkolonien wurden und werden von den engagierten ehrenamtlichen Gründern auch regelmäßig beobachtet. Nicht umsonst hat deshalb der vogelkundliche Teil des Monitorings im schleswig-holsteinischen Teil des Wattenmeeres die längste Tradition; sie reicht weit vor die Gründung des Nationalparks zurück. Das Bedürfnis nach mehr Wissen um das Geschehen in der Natur und den Einfluß des Menschen im Wattenmeer ist mit dem Seehundsterben 1988 besonders groß geworden. Hier zeigte sich, daß eine Bewertung eines solch dramatischen Ereignisses nur auf der Basis gut dokumentierter Zeit- und Zahlenreihen möglich ist. Das Seehundsterben bewies auch, daß das Geschehen im Wattenmeer und ganz besonders in einem Nationalpark kein losgelöstes ökologisches Ereignis ist. Vielmehr ist das Naturgeschehen nicht mehr von Gesellschaft und Politik zu trennen. Folgerichtig wurde so einer der Ansätze zur Ökosystemforschung im Schleswig- Holsteinischen Wattenmeer definiert. Die Ökosystemforschung sollte unter anderem Bausteine liefern, die der inhaltlichen und organisatorischen Konzeption eines Monitorings dienten. Ziel dieses Monitorings ist es, das Geschehen im Nationalpark auf repräsentativen Flächen in gleichbleibender Weise zu beobachten. Mit diesem integrierten Ansatz sollen sowohl Aussagen zu speziellen Fragestellungen als auch die Betrachtung und Bewertung des Ganzen möglich werden. Die Ergebnisse dieser Aktivitäten sind nicht nur tägliches Handwerkzeug für die Arbeit des Nationalparkamtes so bei der Bewertung von Eingriffen oder als Informationsgrundlage für das Besucherinformationssystem, sie bilden auch die Basis der Politikberatung des Amtes. Dies bedeutet auch, daß Informationen aus dem Monitoring jedermann zugänglich sein müssen. Mit dem vorliegenden Heft der Schriftenreihe soll damit auf eine anschauliche Weise begonnen werden. Zunächst werden diejenigen Monitoringaktivitäten dargestellt, die vom Nationalparkamt durchgeführt oder in Auftrag gegeben werden. In den kommenden Jahren sollen diese um die Ergebnisse aus Kollegialbehörden ergänzt werden, die mit einzelnen Parametern ebenfalls Bestandteil des gesamten Monitoringpaketes sind. So soll in Zukunft jährlich der Zustand des Nationalparks in einem Monitoringbericht abgelesen werden können. Dr. Bernd Scherer Direktor des Landesamtes für den Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer 3

2 Monitoring im Wattenmeer Die Einführung eines zwischen Dänemark, den Niederlanden und Deutschland abgestimmten Monitoringprogrammes ist zurückzuführen auf die sechste trilaterale Regierungskonferenz zum Schutz des Wattenmeeres 1991 in Esbjerg, Dänemark. Von dort erging der Auftrag, ein harmonisiertes Untersuchungsprogramm auszuarbeiten, das Interessenschwerpunkte insbesondere zum gemeinsamen Schutz des Wattenmeeres ausweisen sollte. Im Zuge der Programmerstellung, das inzwischen den Namen Trilateral Monitoring and Assessment Programm (TMAP) zu deutsch: Trilaterales Monitoring und Bewertungsprogramm führt, wurden unter Hinzuziehung von Expertenwissen Standards erarbeitet (Marencic et al. 1996), die eine Beurteilung des Zustandes im Wattenmeer vor dem Hintergrund der trilateral vereinbarten ökologischen Entwicklungsziele möglich machen. Auf der achten trilateralen Regierungskonferenz zum Schutz des Wattenmeeres 1997 in Stade wurde die Umsetzung eines detailgenauen Parameterpaketes ( common package ) beschlossen (Trilateral Monitoring and Assessment Group 1997; Common Wadden Sea Secretariat 1998). Dabei stehen Erhebungen zu folgenden Komplexen im Vordergrund (Kellermann, A. et al. 1994): Folgen möglicher Klimaänderungen auf Hydrologie, Morphologie und Habitate des Wattenmeeres, Auswirkungen von Nähr- und Schadstoffeinträgen auf geochemische und biologische Prozesse sowie auf Arten und Lebensgemeinschaften des Wattenmeeres, den Auswirkungen der Muschel- und Garnelenfischerei auf Arten und Lebensgemeinschaften, Auswirkungen von Freizeitaktivitäten auf Arten (vor allem Vögel und marine Säuger) sowie Auswirkungen landwirtschaftlicher Nutzung auf die Lebensgemeinschaften der Salzwiesen. Großen Anteil an der Entwicklung des TMAP hatten die Ergebnisse aus der Ökosystemforschung Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer (Stock et al. 1996). Viele der Teilprojekte dieses Verbundforschungsvorhabens konnten Bausteine in das integrierte Monitoring einbringen. Im schleswig-holsteinischen Wattenmeer profitierte die Einführung des Monitorings von den umfassenden Erkenntnissen, so daß einzelne Parameter aus der Ökosystemforschung direkt in die Langzeitbeobachtung überführt werden konnten. Zur Durchführung des TMAP im schleswig-holsteinischen Wattenmeer wurde eine Aufgabenteilung bezüglich der einzelnen Monitoringparameter vorgenommen, die zum einen auf unterschiedliche Zuständigkeiten und zum anderen auf bereits eingeführte Erhebungen zurückzuführen ist. Dem Landesamt für den Nationalpark Schlesig-Holsteinisches Wattenmeer (Nationalparkamt) fällt dabei neben der schleswig-holsteinischen TMAP-Koordinierung und -Datenhaltung die Aufgabe zu, biologische und sozioökonomische Parameter abzudecken. Zusätzlich werden Parameter erhoben, die (noch) nicht in das TMAP aufgenommen sind, für das schleswig-holsteinische Wattenmeer aber eine besondere Relevanz besitzen. Unter anderem ist hier die Erfassung der Brandentenbestände aufzuführen, da nahezu die gesamte nordwesteuropäische Population in diesem Teil des Wattenmeeres mausert (Stock et al. 1996). In folgenden Bereichen werden im Auftrag des Nationalparkamtes Daten erhoben: Brutvogelmonitoring Rastvogelmonitoring Meeresentenmonitoring Robbenmonitoring Fischmonitoring Seegras- und Makroalgenmonitoring Miesmuschelmonitoring Spülsaummonitoring Vorlandmonitoring Sozioökonomiemonitoring Erste Ergebnisse und Bewertungen dieser Erfassungen werden in den folgenden Kapiteln dieses Schriftenreihenheftes vorgestellt. Literatur COMMON WADDEN SEA SECRETARIAT (1998): Erklärung von Stade Trilateraler Wattenmeerplan. Ministererklärung der Achten Trilateralen Regierungskonferenz zum Schutz des Wattenmeeres Stade, 22. Oktober 1997, CWSS, Wilhelmshaven, 117 S. KELLERMANN, A.; LAURSEN, K.; RIETH- MÜLLER, R.; SANDBECK, P.; UYTER- LINDE, R. & VAN DE WETERING, B. (1994): Concept for a trilateral integrated monitoring program in the Wadden Sea. Ophelia, Suppl. 6: MARENCIC, H.; BAKKER, J.; FARKE, H.; GÄTJE, C.; DE JONG, F.; KELLERMANN, A.; LAURSEN, K.; PEDERSEN, T. F. & DE VLAS, J. (1996): The Trilateral Monitoring and Assessment Program (TMAP). Expert Workshops 1995/1996. Wadden Sea Ecosystem No. 6, CWSS & TMAG, Wilhelmshaven, 205 S. STOCK, M.; SCHREY, E.; KELLERMANN, A.; GÄTJE, C.; ESKILDSEN, K.; FEIGE, M.; FISCHER, G.; HARTMANN, F.; KNOKE, V.; MÖLLER, A.; RUTH, M.; THIESSEN, A. & VORBERG, R. (1996): Ökosystemforschung Wattenmeer Synthesebericht, Grundlagen für einen Nationalparkplan. Schriftenreihe Heft 8, Boyens & Co., Heide; 848 S. TRILATERAL MONITORING AND AS- SESSMENT GROUP (1997): TMAP Manual. The Trilateral Monitoring and Assessment Program. CWSS, Wilhelmshaven. Kai Eskildsen Landesamt für den Nationalpark Schleswig-Holsteinischen Wattenmeer Schloßgarten Tönning 4

3 Seegraswiesen und Grünalgenmatten im schleswig-holsteinischen Wattenmeer: Verteilung und langfristige Bestandsänderungen Einführung Wasserpflanzen gelten weltweit als sensible Indikatoren für Zustandsveränderungen in Küstengewässern, aber ihr Verschwinden, gelegentliche Massenvermehrungen oder Verschiebungen im Dominanzspektrum dieser aquatischen Makrophyten erschließen sich nur schwer einer ursächlichen Erklärung. Häufig erkannte und vermutete Ursachen sind (1) zunehmende Eutrophierung, (2) Lichtmangel in trüber gewordenem Gewässer, (3) Änderungen in der Hydrodynamik, (4) Einfluß von Pflanzenfressern, Konkurrenten oder Krankheiten, (5) Herbizide und andere technogene, toxische Substanzen. In der Regel kommt es zu Kombinationswirkungen dieser Faktoren, die sich teils verstärken, teils aber auch aufheben können. Diese Schwierigkeiten führen dazu, daß bei den Bestandsveränderungen von Seegräsern und Grünalgen im Wattenmeer die Ursachen unscharf bleiben. Regelmäßige, quantitative Erfassungen sind eine wesentliche Grundlage aller Erklärungsbemühungen. Eine Analyse der beobachteten Verteilungsmuster in Raum und Zeit kann eine notwendige, experimentelle Ursachenforschung nicht ersetzen, hilft aber Erklärungsoptionen einzuengen und offene Fragen zu konkretisieren. Seegras Nahezu alle Seegraswiesen im schleswigholsteinischen Wattenmeer befinden sich auf den vor Seegang geschützten Seiten von Inseln und hohen Sänden und wachsen auf Watten, wo sich unter einer dünnen Sedimentschicht feste Klei- oder Torfböden ehemaliger Marschländer befinden. Nur wenige Seegraswiesen kommen entlang der Festlandküste vor, wo die Aufschlickungsraten im Sommer hoch sind und die Landgewinnung zu einer stufenweisen Vorverlegung der Küstenlinie führte. Abbildung 1: Wattflächen Nordfrieslands mit Seegrasbewuchs mit mehr als einem Prozent Bedeckung, geschätzt nach Befliegungen (August September). Aus dieser räumlichen Verteilung kann gefolgert werden, daß eine langfristige Substratstabilität der Schlüsselfaktor für das Seegrasvorkommen in diesem Wattgebiet ist. Wo diese abnimmt, ist auch mit einem Zurückweichen der Seegrasbestände zu rechnen. Für das frühere Vorkommen der langen Wuchsform des Großen Seegrases (Zostera marina) in den ständig wasserbedeckten Bereichen gilt auch der Umkehrschluß. Als diese Seegraswiesen im Zuge einer epidemischen Krankheit abstarben, erodierte das Sediment und das Seegras kehrte bis heute nicht wieder zurück (Wohlenberg 1935, Reise 1994). Während im südlichen Wattenmeer dramatische Flächenverluste in den Seegrasbeständen auftraten (Jonge et al. 1993, Kastler & Michaelis 1997), unterliegen die großen Vorkommen im nordfriesischen Wattenmeer ausgeprägten Schwankungen, die einen möglichen Rückgang noch nicht erkennen lassen. Für das Wattengebiet südlich Eiderstedt fehlt es an guten Aufzeichnungen früherer Jahre. Gegenwärtig kommt dort Seegras nur bei Blauortsand und auf der Südseite Eiderstedts vor. Im Gegensatz dazu sind Seegraswiesen in Nordfriesland auf etwa 30 km 2 vorhanden (Abbildung 1). Diese Ausdehnung wurde schon bei einer Befliegung 1978 ermittelt und seit Beginn regelmäßiger Erfassungen ab 1994 ist es bei dieser Fläche geblieben. Eine Befliegung im Sommer 1991 ergab allerdings eine doppelt so große Fläche. Da gleichzeitig Grünalgen in diesem Jahr ihre maximale Entfaltung hatten und diese zum Teil mit Seegräsern durchmischt vorkamen, könnte es vom Flugzeug aus zu einer Überschätzung der Seegrasflächen gekommen sein. Begehungen einzelner Gebiete in den achtziger Jahren und Anfang der neunziger stützen aber die Annahme, daß sich vorübergehend Seegräser in Nordfriesland ausdehnen konnten und seit 1994 wieder auf das Niveau der siebziger Jahre zurückgefallen sind. Dafür spricht auch eine genauere Betrachtung langfristiger Bestandsveränderungen in einem ausgewählten Referenzgebiet, dem Königshafen am nördlichen Ende der Insel Sylt. Dieses Gebiet wurde 1924 erstmals kartiert (Nienburg 1927). Fast das ganze Watt war mit Seegras bewachsen und das im Gezeitenbereich vorwiegend einjährige und sich daher über Samen ausbreitende Zostera marina dominierte über das mehrjährige, sich vorwiegend vegetativ ausbreitende Zwergseegras (Zostera noltii). Eine erneute Erfassung 1934 zeigte nur noch einen schmalen Seegrasgürtel im oberen bis mittleren Gezeitenbereich, dominiert von Zostera noltii (Wohlenberg 1937). Bei einer Kartierung 1974 hatte sich dieser Seegrasgürtel in Einzelflecken aufgelöst. Sie waren sehr dicht im Wuchs und bestanden fast nur aus Zwergseegras (Reise et. al. 1989). Nach 1979 dehnten sich die Seegraswiesen erneut aus und Zostera marina dominierte wieder. Eine maximale Ausdehnung wurde um 1988 erreicht. Danach setzte eine Abnahme ein trat die geringste Ausdehnung auf, die je im Königshafen registriert wurde. Der Seegrasgürtel war in drei, oft nur dünn bewachsene Wiesen aufgelöst, in denen nun wieder Zostera noltii dominierte. Diese Entwicklung im Königshafen spricht für das Auftreten langfristiger Zyklen. Möglicherweise könnten sehr strenge Winter dabei Auslöser für eine 5

4 Abbildung 2: Phytomasse von Grünalgen auf zwei Wattflächen im Königshafen bei Sylt von 1991 bis 1998, angegeben in Gramm organischer Substanz pro m 2. vorübergehende Ausbreitung sein. So waren die Winter 1923/24 und 1978/79 sehr streng und in beiden Fällen waren danach die Seegraswiesen sehr ausgedehnt und von Zostera marina dominiert. Allerdings scheint dies keine regelmäßige Folge strenger Winter zu sein: nach dem ebenfalls harten Winter 1995/96 blieb eine erneute Ausdehnung der Seegrasbestände aus. Grünalgen Seit den siebziger Jahren erschienen weltweit Meldungen über Massenvorkommen von Grünalgen (Chlorophyta), die auf flachem Meeresboden wachsen. In einer Übersicht nennt Fletcher (1996) 46 solcher Fälle, ausschließlich Buchten mit landseitig verstärkten Nährstoffeinträgen. Das Wattenmeer ist eine dieser Lokalitäten. Im schleswig-holsteinischen Wattenmeer konzentrierte sich Anfang der neunziger Jahre das Vorkommen der Grünalgenmatten auf seeseitige Wattflächen, mit nur geringem Auftreten in schlickreichen, geschützten Buchten und Flußmündungen. Dieses Muster deutet darauf hin, daß der Zusammenhang von Grünalgenentwicklung und erhöhten Stickstoffeinträgen allein das Massenvorkommen nicht erklären kann, denn dann wäre die stärkste Ausprägung der Algenmatten in den geschützten Buchten und Flußmündungen zu erwarten gewesen. Modifizierend können Lichtangebot, Keimungssubstrat, Algenfresser und weitere Faktoren bedeutsam werden (Lotze 1994, Schories 1995, Schories & Reise 1993, Wilhelmsen & Reise 1994). Die lockere Verbindung der Grünalgen mit dem Wattboden erklärt die häufig beobachteten Umverteilungen und Abnahmen der Grünalgenmatten nach stürmischen Wetterlagen. Massenentwicklungen von Grünalgen im schleswig-holsteinischen Wattenmeer wurden erstmals zu Beginn der achtziger Jahre registriert (Reise 1983, Reise et al. 1989, Reise & Siebert 1994). Nach Wattbefliegungen, die regelmäßig seit 1989 erfolgten, war das Maximum der Grünalgenentwicklung im August 1991 erreicht. Rund 20 Prozent der Wattflächen wiesen Grünalgenbewuchs auf. Seit 1994 ist ein Abklingen der Massenvermehrung deutlich. Zwar treten immer noch ausgedehnte Grünalgenmatten auf, der Bewuchs ist aber auf weniger als 20 km 2 zurückgegangen, was etwa ein bis zwei Prozent der Wattfläche entspricht. Diese Entwicklung läßt vermuten, daß es sich bei der Massenvermehrung der Grünalgen im Schleswig-Holsteinischen Wattenmeer um eine mehrjährige Episode im Eutrophierungsgeschehen handelt, die noch nicht ganz wieder abgeklungen ist. Mit der Nährstoffdynamik in der Deutschen Bucht ist dieses episodische Auftreten nicht korreliert (siehe Hickel et al. 1995). Eine mögliche Erklärung ist, daß die erhöhten Stickstoffeinträge in das Küstenwasser in Kombination mit günstigen Witterungsbedingungen zu einer Anreicherung von Algensporen im Wattboden führten, die in den Folgejahren auch unter weniger günstigen Bedingungen noch sommerlichen Massenwuchs ermöglichte. Nur langsam baut sich diese Sporenbank im Wattboden wieder ab. Eine Darstellung der Grünalgenausbreitung im Schleswig-Holsteinischen Wattenmeer wäre unvollständig, ohne zu erwähnen, daß es sich hierbei um mehrere Gattungen und Arten handelt. Diese scheinen allerdings ähnlichen Tendenzen zu folgen. Dies zeigt sich in der Phytomasse zweier repräsentativer Wattenbuchten im Königshafen bei Sylt von 1991 bis 1998 (Abbildung 2). Wie auch im gesamten Wattgebiet, sind fädige Grünalgen der Gattung Enteromorpha tonangebend. Nur zeitweise und stellenweise erlangen auch die Gattungen Ulva und Chaetomorpha eine Bedeutung. Schlußbetrachtung Der alarmierende Rückgang der Seegrasbestände im südlichen Wattenmeer erfor- 6

5 dert Wachsamkeit auch im schleswig-holsteinischen Watt. Wegen der starken Bestandsschwankungen im Verlauf des 20. Jahrhunderts, kann für diesen Bereich eine Abnahme erst sicher konstatiert werden, wenn der gegenwärtige Bestand sich noch weiter reduziert. Als Ursachen werden in den Niederlanden indirekte Eutrophierungseffekte angenommen (Philippart 1994). Da im schleswig-holsteinischen Wattenmeer Grünalgen 1991 ihr deutlichstes Eutrophierungssignal gaben und gleichzeitig die Seegraswiesen ein Maximum in der Ausdehnung aufwiesen, scheinen hier andere Faktoren wirksamer zu sein. Die mehrjährige Episode der Massenentwicklung von Grünalgen zeigt, daß der Eintrag von Nährstoffen allein genommen nur wenig von der Algendynamik zu erklären vermag. Erst im Zusammenspiel mit günstiger Witterung und weiteren Faktoren kommt es zum Massenvorkommen. Die geringen Möglichkeiten, zur weiteren Entwicklung von Seegräsern und Grünalgen im Wattenmeer treffende Prognosen zu erstellen, dürfen nicht Anlaß sein, das Monitoring einzustellen. Der Vergleich mit gut aufgezeichneten, historisch ähnlichen Konstellationen wird oft die einzige Grundlage für ein frühzeitiges Erkennen von Entwicklungsrichtungen sein. Literatur FLETCHER, R. L. (1996): The occurrence of green tides a review. In: Schramm/Nienhuis (eds) Marine benthic vegetation. Ecological Studies, Springer- Verlag 123: HICKEL, W.; EICKHOFF, M. & SPINDLER, H. (1995): Langzeit-Untersuchungen von Nährstoffen und Phytoplankton in der Deutschen Bucht. Dt. Hydrogr. Z. Suppl. 5: JONGE, V. DE; ESSINK, K. & BODDEKE, R. (1993): The Dutch Wadden Sea: a changed ecosystem. Hydrobiologia 265: KASTLER, T. & MICHAELIS, H. (1997): Der Rückgang der Seegrasbestände im Niedersächischen Wattenmeer. Niedersächsisches Landesamt für Ökologie, Forschungsstelle Küste: 24 S. LOTZE, H. (1994): Phänologische und ökophysiologische Untersuchungen an Grünalgen im Wattenmeer. Diplomarbeit, Universität Kiel: 78 S. NIENBURG, W. (1927): Zur Ökologie der Flora des Wattenmeeres. I. Der Königshafen bei List auf Sylt. Wiss. Meeresunters. (Abt. Kiel) 20: PHILIPPART, C. J. M. (1994): Eutrophication as a possible cause of decline in the seagrass Zostera noltii of the Dutch Wadden Sea. Kononklijke Bibliothek, Den Haag: 157 S. REISE, K. (1983): Sewage, green algal mats anchored by lugworms and the effects on Turnellaria and small Polychaeta. Helgoländer Meeresunters. 36: REISE, K.; HERRE, E. & STURM, M. (1989): Historical changes in the benthos of the Wadden Sea around the island of Sylt in the North Sea. Helgoländer Meeresunters. 43: REISE, K. (1994): Changing life under the tides of the Wadden Sea during the 20 th century. Ophelia Suppl. 6: REISE, K. & SIEBERT, I. (1994): Mass occurrence of green algae in the German Wadden Sea. Dt. Hydrogr. Z. Suppl. 1: SCHORIES, D. (1995): Populationsökologie und Massenentwicklung von Enteromorpha spp. (Chlorophyta) im Sylter Wattenmeer. Ber. Inst. Meereskunde Kiel 271: 145 S. SCHORIES, D. & REISE, K. (1993): Germination and anchorage of Enteromorpha spp. in sediments of the Wadden Sea. Helgoländer Meeresunters. 47: WILHELMSEN, U. & REISE, K. (1994): Grazing on green algae by the periwinkle Littorina littorea in the Wadden Sea. Helgoländer Meeresunters. 48: WOHLENBERG, E. (1935): Beobachtungen über das Seegras, Zostera marina L., und seine Erkrankung im nordfriesischen Wattenmeer. Nordelbingen11: WOHLENBERG, E. (1937): Die Wattenmeer-Lebensgemeinschaften im Königshafen von Sylt. Helgoländer wiss. Meeresunters. 1: Karsten Reise Wattenmeerstation Sylt des Alfred-Wegener-Instituts für Polarund Meeresforschung Hafenstr List 7

6 Salzwiesen im schleswig-holsteinischen Wattenmeer: Langfristige Nutzungsänderungen Einführung Im Übergangsbereich vom Land zum Meer gedeiht oberhalb der mittleren Tidehochwasserlinie auf sandigen und tonigen Sedimenten eine salztolerante Vegetation. Je nach Standortverhältnissen, Exposition, Höhenlage und damit Überflutungshäufigkeit bilden sich unterschiedliche Pflanzengesellschaften in der Salzwiese aus. Die Vegetation ist in Abhängigkeit der oben genannten Faktoren zoniert. Salzwiesen sind Lebensraum für hoch spezialisierte wirbellose Tiere wie Insekten und Spinnen, sie sind Brutraum für Watvögel, Möwen und Seeschwalben, Rastgebiet für Gastvögel aus skandinavischen und arktischen Brutgebieten und Nahrungsfläche für pflanzenfressende Gänse und Enten. Dieser semiterrestrische Lebensraum entsteht natürlicherweise in strömungsberuhigten Bereichen von Buchten oder auf der Leeseite von Inseln und im Schutz hoch gelegener Sände. Im unmittelbaren Küstenbereich sind natürlich entstandene Salzwiesen heute selten. Die vormals natürlich angelandeten Salzwiesen der Meeresküste wurden in den letzten 1000 Jahren großflächig eingedeicht. Nur an der Westküste von Eiderstedt ist heute noch eine Salzwiese mit charakteristischen morphologischen Strukturen und einer standorttypischen Vegetation anzutreffen. Vor den Deichen der Festlandküste gibt es heute nur noch einen schmalen und in Teilen unterbrochenen Salzwiesensaum. Es handelt sich um Vorlandsalzwiesen, die im Schutz von Lahnungen angelandet sind. Sie haben eine wichtige Funktion für die Sicherheit der Deiche und damit für den Küstenschutz. Alle Vorlandsalzwiesen wurden über Jahrzehnte aus Küstenschutzgründen systematisch entwässert und intensiv mit Schafen beweidet. Diese Maßnahmen mindern eine naturgemäße Entwicklung der Salzwiesen und damit die Wertigkeit des Lebensraumes. Im Nationalpark ist der weitgehend ungestörte Ablauf der Naturvorgänge oberstes Naturschutzziel. Das Leitbild für den Schutz der Salzwiesen im Nationalpark ist eine in weiten Bereichen vom Menschen ungenutzte Salzwiese mit frei mäandrierenden Prielen, einer standorttypischen geomorphologischen Struktur und einer durch die natürliche Dynamik bestimmten Verteilung der natürlicherweise vorkommenden Pflanzengesellschaften und der dazugehörigen Tierwelt (Stock et al. 1997). Dieses Leitbild ist jedoch nur in bestimmten Grenzen realisierbar. Sowohl im Vorlandmanagementkonzept des Landes Schleswig-Holstein (MELFF 1995, Hofstede & Schirmacher 1996) als auch in den gemeinsamen Zielen zum Schutz der Salzwiesen innerhalb des trilateralen Wattenmeerplanes (Common Wadden Sea Secretariat 1998) ist angestrebt, die derzeitige Salzwiesenfläche zu erhalten und die Fläche natürlicher Salzwiesen zu vergrößern. Die durch Lahnungsbau entstandenen Vorlandsalzwiesen müssen folglich in weiten Bereichen vor Kantenerosion geschützt werden. Innerhalb dieses Rahmens ist eine natürlichere Morphologie, eine dem Lebensraum eigene Dynamik und ein naturnahes Vegetationsgefüge angestrebt. Natürlich anlandende Salzwiesen im Bereich der Inseln und entlang des Festlandes sollen sich ohne menschliche Einflußnahme ausbilden können. Aus diesem Grund wird die Beweidung der Salzwiese seit 1990 schrittweise eingestellt. Gleichzeitig werden die stillgelegten Flächen nicht mehr systematisch entwässert. Aus Gründen der Deichsicherheit wird lediglich ein weiterhin beweideter deichnaher Streifen entwässert. Dazu ist es auch erforderlich, die Hauptpriele funktionsfähig zu halten. In einzelnen Bereichen der schleswig-holsteinischen Westküste wurden zusätzlich Vorranggebiete für eine natürliche Entwicklung ausgewiesen, in denen Küstenschutzmaßnahmen nicht oder nicht mehr stattfinden (Hofstede & Schirmacher 1996). Im Rahmen eines Vorlandmonitoringprogrammes werden die Auswirkungen von Managementmaßnahmen beobachtet, die zur Umsetzung des Leitbildes und zum Erreichen der gemeinsamen Ziele durchgeführt werden. Weiterhin soll anhand des Monitoringprogrammes eine Effizienzkontrolle der durchgeführten Küsten- und Naturschutzmaßnahmen vorgenommen werden. Salzwiesentyp gesamt im Nationalpark Vorlandsalzwiese Sandsalzwiese Halligsalzwiese Gesamtfläche Tabelle 1: Gesamtfläche der drei Salzwiesentypen an der schleswig-holsteinischen Westküste und im Nationalpark in Hektar. Managementart Nordfriesland Dithmarschen Fläche Prozent des Fläche Prozent des Nationalparks Nationalparks unbeweidet extensiv beweidet intensiv beweidet davon Sodenflächen Stillegung möglich Tabelle 2: Gesamtfläche in Hektar unterschiedlich gemanagter Vorland-Salzwiesen im Nordfriesischen und im Dithmarscher Wattenmeer sowie deren Anteil an der jeweiligen Salzwiesenfläche im Nationalpark. Sowohl in Nordfriesland als auch in Dithmarschen können noch weitere Flächen stillgelegt werden. 8

7 An dieser Stelle wird beispielhaft über die Basisparameter Flächengröße und Landwirtschaftliche Nutzung berichtet. Beide Meßgrößen sind gleichzeitig A-Parameter des trilateralen Monitoringprogrammes im Bereich der Salzwiesen (Kellermann 1995). 100 % 80 % 60 % 40 % Abbildung 1: Anteilige Nutzung der Vorland- Salzwiesen an der Festlandsküste durch Schafbeweidung in den Jahren 1989 bis Methode 20 % 0 % Basis für die Ermittlung der Flächengröße der Salzwiesen sind Color-Infrarot(CIR)- Luftbilder, die im Rahmen einer Befliegung alle fünf Jahre aufgenommen werden. Im Folgejahr der Luftbildaufnahme wird eine Kartierung der Vegetation durchgeführt. Die Vegetationsdaten werden anschließend digitalisiert. Die Ausdehnung und die Lage der Salzwiesen wird dann anhand der Vegetationsdaten mit Hilfe eines Geographischen Informationssystems (ARC- INFO) ermittelt. Eine erste Befliegung und anschließende flächendeckende Kartierung der Festlandssalzwiesen fanden in den Jahren 1995 und 1996 statt (Gettner et al. 1997a). Die Vegetationsaufnahme vor St. Peter- Ording erfolgte 1997 (Gettner et al. 1997b). Die Digitalisierung der Salzwiesenvegetation sowie die einer flächendeckenden Kartierung der Salzwiese aus dem Jahr 1988 (Hagge 1989) befindet sich kurz vor dem Abschluß. Flächenangaben liegen noch nicht vor. Aus diesem Grund wurde die Flächenermittlung anhand vorhandener Luftbilder aus den Jahren 1988 bis 1993 vorgenommen. Näheres zur Methode findet sich bei Stock et al. (1997). Die Fläche der landwirtschaftlich genutzten Salzwiesen wurde anhand der bestehenden Pachtverträge planimetrisch ermittelt und anhand der tatsächlichen Abgrenzung der Flächen im Gelände überprüft. Die Salzwiesen werden überwiegend mit Schafen beweidet. In St. Peter- Ording sowie auf den Halligen weiden schwerpunktmäßig Rinder auf den Flächen. Eine Salzwiese ist intensiv beweidet, wenn dort mehr als drei Mutterschafe mit Lämmern oder mehr als ein Rind pro Hektar weiden. Eine Fläche ist extensiv beweidet, wenn die Dichte geringer ist. Für die Halligen außerhalb des Nationalparks ist die Beweidungsdichte im Rahmen des Halligprogrammes (MNUL 1992) festgelegt. Ergebnisse intensiv beweidet extensiv beweidet unbeweidet An der Westküste von Schleswig-Holstein gibt es insgesamt Hektar Salzwiese Hektar, also etwa 61 Prozent, liegen im Nationalpark. Eine Übersicht über die Größe der geomorphologisch und vegetationskundlich unterscheidbaren Salzwiesentypen ist in Tabelle 1 wiedergegeben. Das Gros der Salzwiesen befindet sich im nordfriesischen Teil des Wattenmeeres. An der nordfriesischen Festlandküste sind rund Hektar, auf den Inseln etwa 720 Hektar und auf den Halligen circa Hektar Salzwiese anzutreffen. In Dithmarschen gibt es etwa Hektar Salzwiesen an der Festlandküste und knapp 90 Hektar auf der Insel Trischen. Die landwirtschaftliche Nutzung der Salzwiesen konnte seit 1990 kontinuierlich reduziert werden. Von der gesamten Salzwiesenfläche an der Westküste von Schleswig-Holstein wurden Ende Prozent nicht mehr landwirtschaftlich genutzt, 25 Prozent wurden extensiv und 33 Prozent werden nach wie vor intensiv beweidet. Bezieht man die Flächenstillegung auf die Salzwiesenfläche im Nationalpark, so waren Ende Prozent ohne landwirtschaftliche Nutzung; 9 Prozent wurden extensiv und 30 Prozent intensiv beweidet. Die umfangreichste Aufgabe der landwirtschaftlichen Nutzung, verbunden mit einer Aufgabe der systematischen Entwässerung, fand in den Vorlandsalzwiesen an der Festlandküste statt (Abbildung 1). Bei den extensiv beweideten Flächen handelt es sich um die Versuchsflächen auf der Hamburger Hallig, im Sönke-Nissen-Koog und im Vorland von Friedrichskoog sowie um einen Teil der Sandsalzwiese vor St. Peter-Ording. Zehn Prozent der Nationalparksalzwiesen werden langfristig intensiv beweidet bleiben, da diese Fläche aus Küstenschutzgründen für die Sodengewinnung benötigt wird (Tabelle 2). Schlußbetrachtung Von den im Nationalpark gelegenen Vorlandsalzwiesen wird außerhalb der Sodenflächen noch ein weiteres Drittel der Fläche intensiv beweidet. In diesen Gebieten besteht eine weitere Möglichkeit zur Realisierung der Managementziele. In Nordfriesland könnte unter Berücksichtigung der für den Küstenschutz benötigten Sodenflächen noch ein Areal in der Größe von rund 500 Hektar aus der landwirtschaftlichen Nutzung entlassen werden. In Dithmarschen ist es eine Fläche in der Größenordnung von 500 bis 780 Hektar (vergleiche Tabelle 2). Insgesamt könnten endgültig noch weitere 22 Prozent der Nationalparksalzwiesen aus der landwirtschaftlichen Nutzung herausgenommen werden. In Dithmarschen ist dies mittelfristig aufgrund bestehender vertraglicher Verpflichtungen jedoch nicht realisierbar. 9

8 Literatur COMMON WADDEN SEA SECRETARIAT (1998): Erklärung von Stade Trilateraler Wattenmeerplan. Ministererklärung der 8. trilateralen Regierungskonferenz zum Schutz des Wattenmeeres, Stade. Wilhelmshaven, 100 S. GETTNER, S.; HEINTZEL, K. & DIERS- SEN, K. (1997a): Kartierung der realen Vegetation der Festland-Salzmarschen an der Westküste Schleswig-Holsteins sowie des Vorlandes von Oland, Langeneß, Föhr und Pellworm. NPA-Gutachten, 106 S. GETTNER, S.; HEINTZEL, K. & DIERS- SEN, K. (1997b): Kartierung der realen Vegetation des Vorlandes von St. Peter-Ording. NPA-Gutachten, 47 S. HAGGE, H. (1989): Kartierung der realen Vegetation der schleswig-holsteinischen Festlandsalzwiesen. unveröffentl. Forschungsber., 26 S. HOFSTEDE, J. L. A. & SCHIRMACHER, R. (1996): Vorlandmanagement in Schleswig- Holstein. Küste 58: MELFF (1995): Vorlandmanagement in Schleswig-Holstein. Endbericht der MELFF/MNU Arbeitsgruppe Vorland Kiel. MNUL (1992): Richtlinien für die Gewährung eines erweiterten Pflegeentgeltes sowie einer Prämie für natürlich belassene Salzwiesen in Anlehnung an das Halligprogramm. Amtsblatt für Schleswig-Holstein 1992/14: STOCK, M.; KIEHL, K. & REINKE, H. D. (1997): Salzwiesenschutz im Schleswig- Holsteinischen Wattenmeer. Schriftenreihe des Nationalparks Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer. H. 7, 48 S. Martin Stock Landesamt für den Nationalpark Schleswig-Holsteinischen Wattenmeer Schloßgarten 1, Tönning 10

9 Miesmuschelmonitoring erste Erfahrungen aus Schleswig-Holstein Einführung Miesmuschelbänke sind die artenreichsten und produktivsten Lebensgemeinschaften des Wattenmeeres. Im Ökosystem Wattenmeer spielen sie eine zentrale Rolle, denn sie vereinigen einen hohen Anteil der Biomasse der Makrofauna auf sich und sind eine bedeutende Nahrungsgrundlage für Wirbellose und Vögel. Darüber hinaus sind Miesmuscheln bedeutend als Filtrierer. Von den anderen sessilen Wirbellosen des Wattenmeeres unterscheidet sie die Besonderheit, auf der Wattoberfläche zu siedeln und dort dichte Bänke mit einer reichen Begleitfauna zu bilden. Die Lage auf den Wattflächen beeinflußt die Wachstumsbedingungen, denn je tiefer eine Bank liegt, desto länger ist sie überflutet und die Muscheln haben länger Zeit zum Filtrieren. Zum Sublitoral hin wird die Verbreitung vermutlich durch Prädation von Seesternen begrenzt. Die räumliche und zeitliche Verbreitung der Miesmuschelbänke im Wattenmeer wird wesentlich durch hydrologisch-morphologische Faktoren und extreme Wetterereignisse wie Stürme und starke Vereisungen bestimmt. Stürme und Eisgang können erhebliche Schäden an Muschelbänken verursachen, wobei die Stürme nur in exponierten Lagen zum Abtrag von Muschelbänken führen. Im Schutz von Inseln bilden sich dagegen stabile und sehr langlebige Muschelbänke aus. Kalte Winter mit starkem Eisgang können zu einer Zerstörung nahezu aller Muschelbänke im Watt führen, jedoch gilt als feste Regel, daß nach besonders harten Wintern ein starker Brutfall die Muschelbänke erneuert. Die Mechanismen, die Stärke und Erfolg von Brutfall und Neubildung von Muschelbänken steuern, sind weitgehend unbekannt. Starke Rückgänge der Muschelbänke in Niedersachsen und den Niederlanden, aber auch in anderen Bereichen des Wattenmeers und der Nordsee haben verdeutlicht, daß eine Erneuerung von Muschelbänken nach zerstörerischen Ereignissen nicht immer gegeben ist. Dies hat zu erheblichen Bedenken gegenüber der Muschelfischerei geführt, da auch fischereiliche Einwirkungen nicht automatisch durch neuen Brutfall kompensiert werden. Insbesondere bei der Befischung der eulitoralen Bänke werden heute lang anhaltende Schäden erwartet. Im Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer werden die eulitoralen Muschelbänke seit einigen Jahren nicht mehr befischt. In einem Vertrag zwischen dem Land Schleswig-Holstein und den Muschelfischern wurde vereinbart, auf die Befischung der natürlichen eulitoralen Miesmuschelbänke grundsätzlich zu verzichten. In dem Vertrag wurde weiterhin vereinbart, die Entwicklung der Muschelbestände in einem Monitoringprogramm zu untersuchen und zu dokumentieren. Aufbau des Miesmuschelmonitorings Aufbauend auf den Erfahrungen aus dem Projekt Ökosystemforschung Schleswig- Holsteinisches Wattenmeer, insbesondere den Untersuchungen von Ruth (1997) und den Vorgaben des Trilateral Monitoring and Assessment Program (Trilateral Monitoring and Assessment Group 1997) wurde 1998 mit einem Monitoringprogramm begonnen, das einen umfassenden Überblick über die Dynamik der Miesmuschelbestände im Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer und zugleich neue Erkenntnisse über die steuernden natürlichen Faktoren liefern soll. Der Schwerpunkt der Untersuchungen liegt dabei auf den Vorkommen im Eulitoral. Das Monitoringprogramm läßt sich in vier Bereiche einteilen: Flächendeckende Untersuchung von Verbreitung und Struktur der eulitoralen Miesmuschelbänke; Exemplarische Untersuchung sublitoraler Muschelbänke; Ermittlung der Brut-Jahrgangsstärke; Untersuchung des Vorkommens der Begleitfauna der Muschelbänke. Eulitorale Miesmuschelbänke Die Untersuchung der eulitoralen Muschelbänke umfaßt eine flächendeckende Bestandsaufnahme durch die Auswertung von Luftbildern und detaillierte wattgebundene Untersuchungen. Letzteres beinhaltet die Begehung und Beprobung der Bänke. Dabei wird zunächst der Umriß der Muschelbänke mit Hilfe der Satellitennavigation (GPS) eingemessen. Die heutige Technik ermöglicht dabei, den Umriß einer Bank mit mehreren hundert Punkten bei einer Genauigkeit im Meterbereich zu erfassen. Danach wird der Grad der Bedeckung der Muschelbankfläche durch Muschelbeete entlang von Transekten abgeschätzt. Die Abgrenzung der Muschelbankfläche und der Beete ist teilweise recht schwierig, da viele Bänke in Streusiedlungen aus einzelnen Muschelklumpen übergehen oder innerhalb der Bank keine klare Beetstruktur vorhanden ist. Von jeder Begehung wird ein Protokoll angefertigt, in dem die Charakteristik der Bank wie Lage, Relief, Erosion, Sediment, Restwasserflächen, auffällige Begleitfauna und Algenbedeckung festgehalten wird. Aus den mit Miesmuscheln bedeckten Beeten werden mit einem Stechrohr zwölf Proben verteilt über die Bank genommen. Die Muscheln aus den Proben werden einzeln vermessen, der Fleischgehalt (Kochgewicht) und das Schalengewicht werden bestimmt. Mit der gewonnenen Längenhäufigkeitsverteilung kann die Biomasse pro Fläche und anschließend mit den Daten über Ausdehnung und Bedeckung der Bank die Gesamtbiomasse einer Muschelbank errechnet werden. Mit wiederholten Probennahmen werden Erkenntnisse über die Entwicklung der Bänke und das Muschelwachstum an den verschiedenen Standorten und in den einzelnen Jahren gewonnen. Eine flächendeckende Erfassung der eulitoralen Miesmuschelbänke soll jährlich durch die Auswertung von Luftbildern erfolgen. Die wattgebundenen Untersu- 11

10 chungen konzentrieren sich deshalb, aber auch aus logistischen Gründen, auf die Wattstromgebiete Norderhever/Rummelloch und das Lister Tief (Abbildung 1). Die beiden Bereiche repräsentieren die unterschiedlichen Strukturen des nordfriesischen Wattenmeeres, in dem sich der überwiegende Teil der Muschelbänke befindet: Der Bereich Norderhever/Rummelloch beinhaltet exponierte und starker Strömung ausgesetzte Wattgebiete, während das Lister Tief durch die Insel Sylt geschützt ist und durch den geringen Tidenhub und die Ausbildung als Bucht vor allem im hinteren Teil stark beruhigte Wattbereiche aufweist. Aus dem Lister Tief sind langjährig stabile Miesmuschelbänke bekannt, während im Bereich Norderhever/Rummelloch eine hohe Dynamik beobachtet wurde (Nehls & Thiel 1993, Ruth 1994). Es wird versucht, innerhalb dieser Gebiete jährlich eine komplette Bestandsaufnahme durch Begehungen durchzuführen. Ausgewählte Muschelbänke werden zweimal jährlich im Frühjahr und Herbst aufgesucht. In den anderen Teilen des nordfriesischen Wattenmeeres werden weitere Miesmuschelbänke untersucht, soweit dies zeitlich möglich ist. Sublitorale Miesmuschelbänke In Zusammenarbeit mit dem Staatlichen Umweltamt Itzehoe und dessen Schiff Elbsande sollen Dredge- und Baggerproben auf sublitoralen Muschelbänken im Lister Tief genommen werden. Vorgesehen ist insbesondere, die Ausdehnung der eulitoralen Bänke in das Sublitoral hinein zu verfolgen, die Entwicklung aufgelassener Muschelkulturen zu untersuchen und generell das Sublitoral nach Miesmuscheln abzusuchen. Die Untersuchungen sollen Auskunft über Struktur und Dynamik sublitoraler Muschelbänke liefern. Brut-Jahrgangsstärke Im Lister Tief und im Bereich Norderhever/Rummelloch soll mit Brutsammlern das Vorkommen der planktischen Muschellarven untersucht werden. Dazu werden Brutsammler an verschiedenen Stellen ausgebracht, an denen sich Muschellarven anheften. Die Brutsammler werden in zehntägigen Abständen gewechselt und die Zahl der angehefteten Larven wird später im Labor bestimmt. Die Untersuchung soll Ergebnisse über räumliche und zeitliche Verteilung und die Jahrgangsstärke der Muschellarven liefern. Begleitfauna der Miesmuschelbänke Auf je fünf Miesmuschelbänken im Lister Tief und im Bereich Rummelloch wird die Endo- und Epifauna qualitativ und quantitativ bestimmt. Die zu untersuchenden Bänke wurden so ausgewählt, daß ein möglichst langer Gradient vom Einstrom bis in die hinteren landnahen Bereiche der Wattstromgebiete abgedeckt wird. Im September 1998 wurden auf den ausgewählten Bänken je zehn Stechrohrproben genommen, die in der meeresbiologischen Arbeitsgruppe der Rendsburger Werkstätten ausgewertet werden. Erste Ergebnisse aus 1998 Im Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer sind derzeit 119 Standorte mit eulitoralen Miesmuschelbänken bekannt (Abbildung 1), die jedoch nicht alle in jedem Jahr auch mit Muscheln besetzt sind wurden davon 47 Standorte aufgesucht und auf 30 Standorten wurden Proben genommen. Die Untersuchungen wurden durch die oft ungünstigen Wetterbedingungen erschwert. Vor Ort macht die tiefe Lage vieler Muschelbänke die Untersuchungen recht empfindlich gegenüber den Wetterbedingungen. Die mittlere Trockenfalldauer vieler Bänke liegt im Bereich von nur zwei bis drei Stunden. Nipptide und westliche Winde verkürzen diese Periode oft erheblich. Es war daher 1998 nicht möglich, in den beiden Schwerpunktgebieten sämtliche Muschelbänke aufzusuchen und zu beproben, jedoch gelang dies bei fast allen größeren Muschelbänken. Im Lister Tief wurden sechs und im Bereich Norderhever/Rummelloch sieben Standorte mehrfach in Frühjahr und Herbst beprobt. Auf einzelnen Bänken wurden häufigere Probennahmen durchgeführt, teilweise mit deutlich höherer Stichprobenzahl, um genauere Auskunft über die Varianz und Repräsentativität der gewonnenen Daten zu erhalten. Die Miesmuschelbestände wurden 1998 weit überwiegend durch die 1996er Kohorte aufgebaut. Die Untersuchungen wiesen darauf hin, daß der größte Teil der Muschelbänke in dem strengen Winter 1995/96 zerstört oder stark geschädigt wurde und dann 1996 ein starker Brutfall den Bestand wieder aufgefüllt hat. Auf den meisten Bänken waren die Muscheln für ihr Alter vergleichsweise klein mit mittleren Längen meist nur wenig über 30 Millimeter. Nur auf wenigen tiefliegenden Standorten wurden Längen zwischen 40 und 50 Millimeter festgestellt. Auf den meisten Bänken sind die Muscheln im Laufe des Sommers 1998 kaum gewachsen konnte auf den meisten Standorten nur ein sehr geringer Brutfall registriert werden. Eine Ausnahme bildet der Bereich zwischen Nordstrand und Nordstrandischmoor. Hier wurde eine bestehende Bank durch einen sehr starken Brutfall weitgehend überdeckt. Zugleich erfolgte ein sehr starker Brutfall in ein Torffeld vor Nordstrandischmoor, wodurch ein bekannter Standort neu besiedelt wurde. Schlußbetrachtung Nach dem Eindruck der wattgebundenen Arbeiten sind die Miesmuschelbestände im Lister Tief, aber auch im Rücken der Insel Amrum für 1998 als groß einzustufen. Auf sämtlichen bekannten Standorten wurden bei den Begehungen auch Miesmuschelbänke festgestellt. Die meisten Bänke machten bei den Begehungen einen guten Eindruck: sie bedeckten den früher beschriebenen Standort und zeigten geringe oder keine Erosionserscheinungen. Im Bereich Norderhever/Rummelloch, aber auch im Bereich der Sü- 12

11 deraue und der Hever, ergab sich eine deutlich andere Situation. Ein Teil der früher beschriebenen Standorte wies keine Miesmuschelbänke auf und die angetroffenen Bänke bedeckten die früheren Standorte oft nur teilweise. Mehrere Standorte bestanden aus stark erodierten Fragmenten alter Bänke, bei denen der 1996er Brutfall sich nur in den Resten der alten Bank angesiedelt hat, ohne diese flächig zu erneuern. Von Bewohnern der Inseln und Halligen wurde mehrfach darauf hingewiesen, daß ihrer Meinung nach die niedrigen Muschelbestände in der südlichen Hälfte des Nordfriesischen Wattenmeeres vor allem eine Folge der intensiven Fischerei Ende der achtziger bis Anfang der neunziger Jahre sind. Eine klare Beurteilung dieses Sachverhalts ist mit den verfügbaren Daten nicht möglich, auch wenn bekannt ist, daß die meisten Muschelbänke in diesem Bereich in der fraglichen Zeit befischt wurden. Eine Trennung der Effekte von Fischerei, Stürmen und schließlich dem Eiswinter 1995/96 ist nicht möglich. Auffällig ist jedoch, daß auch in relativ geschützten Lagen wie östlich von Pellworm, mehrere Standorte derzeit nicht besiedelt sind. Die Ergebnisse der Kartierungen 1998 weisen darauf hin, daß der Brutfall 1996 im Bereich zwischen Langeneß und Eiderstedt überwiegend nahe der Niedrigwasserlinie erfolgte und die höher liegenden Standorte nur unvollständig wiederbesiedelt wurden. Die Verluste durch Fischerei, Stürme und Eis wurden dadurch in manchen Bereichen nicht ausgeglichen. Abbildung 1: Lage und Standorte der Miesmuschelbänke im Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer. ;;; ;; ;;;; ;;;;; ;;;;;; ;;;;;; ;;;;;;;; ;;; Nationalparkgrenze ;;; ;;; ;;;;; ;;;;;;; ;;;;;;;;; ;;;;;;;;;; ;;;;;;;;;;;; ;;;;;;;; ;;;;;; ;;;; ; Muschelbänke Haupt- Untersuchugsgebiete Eider Literatur NEHLS, G. & THIEL, M. (1993): Largescale distribution pattern of the mussel Mytilus edulis in the Wadden Sea of Schleswig-Holstein do storms structure the ecosystem? Neth. J. Sea Res. 31: Weser Wattenmeer. UBA-Texte 73/97, Berlin, 330 S. Elbe 10 km Kartograhie: GIS des NPA - Stumpe, Ortmann, Kohlus - Bearbeitung: Hälterlein Stand: Oktober 1999 TRILATERAL MONITORING AND ASSESSMENT GROUP (1997): TMAP Manual. The Trilateral Monitoring and Assessment Program. Common Wadden Sea Secreteriat, Wilhelmshaven. RUTH. M. (1997): Untersuchungen zur Biologie und Fischerei von Miesmuscheln im Nationalpark Schleswig-Holsteinisches Georg Nehls Alte Landstraße Hockensbüll 13

12 Monitoring der Fische im Wattenmeer Einführung Die umfassende Bestandsaufnahme der Fische und Krebse des Wattenmeeres war das Ziel einer im Rahmen der Ökosystemforschung Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer durchgeführten Untersuchung (Breckling et al. 1997). Neben den üblicherweise eingesetzten Bodenschleppnetzen wurde erstmalig für fischereiwissenschaftliche Untersuchungen im Wattenmeer ein Großhamen eingesetzt. Mit diesem Fanggerät können Fischarten nachgewiesen werden, die bei der Baumkurrenfischerei nicht ins Netz geraten. Darüber hinaus ist es möglich, Abundanzen pelagisch lebender Fische insbesondere Schwarmfische realistischer abzuschätzen (Breckling & Neudecker 1994). Die Hamenfischerei stellt eine Untersuchungsmethode dar, bei der mit relativ geringem Aufwand eine gute Abschätzung des aktuellen Fischbestandes möglich ist. Seit 1991 werden Forschungsfänge mit dem Großhamen im Gebiet der Meldorfer Bucht durchgeführt. Von 1991 bis 1996 fanden die Untersuchungen einmal jährlich im August statt, seit 1997 wird zusätzlich auch im Juni gefischt. Die bisher acht Jahre umfassende Datensammlung über die Fischfauna des Dithmarscher Wattenmeeres bildet die Basis für das im Rahmen des Trilateral Monitoring and Assessment Program (TMAP) vorgesehenen Fischmonitorings (Trilateral Monitoring and Assessment Group 1997). Gleichzeitig ergänzen die Ergebnisse der Hamenfischerei laufende Untersuchungsprogramme anderer Institute, die sich in ihrer Methode auf die Fischerei mit Baumkurren stützen wie dem Demersal Young Fish Survey (DYFS) und die Beifanguntersuchungen durch die Bundesforschungsanstalt für Fischerei, Hamburg. Methode Plattfisch- und Garnelenfischerei, bei der über den Boden geschleppte Baumkurren eingesetzt werden (Abbildung 1). Hamenfischerei ist eine passive Fischerei: Der Fischkutter liegt vor Anker, und die Strömung sorgt dafür, daß sich das Netz öffnet. Eine Baumkurre mit einer Netzöffnung von etwa fünf Quadratmetern fängt vor allem bodennah lebende Tiere. Dagegen wird mit der neun mal zehn Meter großen Öffnung des Hamennetzes fast die gesamte Wassersäule befischt. An drei Untersuchungsstationen in der Meldorfer Bucht (Abbildung 2) werden jeweils vier Fänge sogenannte Hols durchgeführt. Ein Hol beginnt mit Einsetzen der Tidenströmung ab etwa einem Knoten entsprechend 0,5 Meter pro Sekunde und endet, wenn die nachlassende Abbildung 1: Hamenkutter rechts, Garnelenkutter mit Baumkurren links. Strömung diesen Wert wieder erreicht. Bei vier Hols, die jeweils eine Halbtide umfassen, wird an jeder Station die Situation bei Tag und bei Nacht sowie bei Ebbe und bei Flut erfaßt. Jeder Fang wird sofort an Bord untersucht: Die Fischarten werden bestimmt, die Tiere gezählt, gemessen und gewogen. Diese Daten sind Voraussetzung zur Berechnung von Abundanz und Biomasse der einzelnen Arten. Darüber hinaus kann für viele Arten anhand der Längenmessungen die Altersstruktur bestimmt und darauf aufbauend die Wachstums-, Sterblichkeits- und Rekrutierungsrate berechnet werden. Wesentliche Voraussetzung für die Einbindung eines Monitorings der Fische in das Konzept des trilateralen Wattenmeermonitorings ist die Verfügbarkeit der Da- Die aus der Flußfischerei stammende Hamenfischerei unterscheidet sich in Fanggerät und -methode grundsätzlich von der Abbildung 2: Meldorfer Bucht mit der Probenahmenstellung. 14

13 Fischart / / / /09 Aal x x x x x x x x x x Aalmutter x x x x x x x x x x Ährenfisch x Butterfisch x x x x x x x Dicklippige Meeräsche x x x x x Dreistacheliger Stichling x x x x x x x Finte x x x x x x x x Flunder x x x x x x x x x x Flußneunauge x x x x x x x x x Franzosendorsch x x x Fünfbärtelige Seequappe x x x Glasgrundel x Glattbutt x x x Grauer Knurrhahn x x x x x x Großer Sandaal x x x x x Große Seenadel x Großer Scheibenbauch x Hering x x x x x x x x x x Hornhecht x x x x x x x x x Kabeljau x x x x x x x x Kleine Seenadel x x x x x x x x x Kleiner Sandaal x x x x x x x x x x Kleiner Scheibenbauch x x x x x x Kliesche x x x x x x Lachs x x Leierfisch x x Limande x Maifisch x Makrele x x x x x x Meerforelle x x Roter Knurrhahn x x x x x Sandgrundel x x x x x x x x x x Sardelle x x x x x Scholle x x x x x x x x x x Seehase x x Seeskorpion x x x x x x x x Seezunge x x x x x x x x x x Sprotte x x x x x x x x x x Steinbutt x Steinpicker x x x x x x x x Stint x x x x x x x x x x Stöcker x x x x x x x x x Strandgrundel x x x x Streifenbarbe x Wittling x x x x x x x x x x Summe Tabelle 1: Nachgewiesene Fischarten. ten. Zu diesem Zweck werden seit 1991 alle Hol- und Fischdaten der Hamenfischerei an die Wattenmeerdatenbank (Wa- DaBa) weitergegeben. Ergebnisse In den vergangenen acht Jahren wurden bei 104 Hols insgesamt 45 Fischarten nachgewiesen (Tabelle 1). Davon waren drei Viertel häufig oder zumindest regelmäßig im Untersuchungsgebiet anzutreffen. Da die Artenzahl abhängig ist vom Aufwand, ist damit zu rechnen, daß in den folgenden Jahren der Nachweis weiterer Arten gelingen wird. Frühere Untersuchungen haben gezeigt, daß im deutschen Wattenmeer mehr als 60 Arten vorkommen (Vorberg & Breckling 1999). An den einzelnen Untersuchungsstationen treten stets mehr oder weniger große Schwankungen hinsichtlich Abundanz und Biomasse der Fischarten auf. Zurückzuführen ist dies auf die unter- 15

14 Abbildung 3: Abundanz und Biomasse aller an den Stationen Steertloch, Kronenloch und Norderpiep gefangenen Fische. Dargestellt ist jeweils der Mittelwert. Untersuchungsmonat: 1991 bis 1996: August; 1997: Juni und August; 1998: Juni und September. Ganz rechts: Mittelwert aller Fänge der Jahre 1991 bis Abbildung 4: Mittlere Fangmengen von Quallen jeweils im August; ganz rechts: Ergebnisse der Beprobungen im Juni 1997 und Quallen dominieren seit 1995 die Fänge (Abbildung 4) mit häufig mehr als 90 Prozent des Gesamtfanggewichts. Sie behindern zum einen den Fangvorgang, indem große Mengen in kurzer Zeit das Netz so weit füllen, daß der Staudruck vor der Netzöffnung das Fangen von Fischen unmöglich macht. Zum anderen ist die Aufarbeitung eines Fanges von Kilogramm Quallen extrem zeitaufwendig und zudem uneffektiv im Sinne der eigentlichen Aufgabenstellung. Aus diesen Gründen wird seit 1997 auch eine Probennahme im Juni durchgeführt, wodurch das Quallenproblem zufriedenstellend gelöst werden konnte. In den folgenden Jahren ist zu prüfen, inwieweit diese Jahreszeit auch aus fischereibiologischer Sicht geeignet ist für ein Monitoring der Fische im Wattenmeer. Literatur BRECKLING, P.; BEERMANN-SCHLEIFF, S.; ACHENBACH, I.; OPITZ, S. & WALTE- MATH, M. (1997): Fische und Krebse im Wattenmeer Band 1 und 2. UBA-Texte 80/97: S. schiedliche Lage der Stationen im Untersuchungsgebiet sowie auf Veränderungen äußerer Faktoren wie Wind, Wellengang, Wassertemperatur oder Mondphase. Dennoch lassen sich mit Hilfe einer ausreichend langen Datenreihe außergewöhnliche Veränderungen in der Fischgemeinschaft erkennen. So können die Jahre 1991, 1995 und 1997 jeweils als Heringsjahr bezeichnet werden, während 1994 Sprotten dominierten und 1998 der Wittling die beherrschende Art war (Abbildung 3). Schlußbetrachtung Planung und Methodik des Untersuchungsprogramms ist auf die Beobachtung von Fischen gerichtet. Ein bemerkenswertes Ergebnis betrifft allerdings nicht die Fischfauna sondern eine andere Tiergruppe, die bisher so gut wie nie im Mittelpunkt des Forschungsinteresses stand. Es handelt sich um das massenhafte Vorkommen von Quallen (Scyphomedusen) im Wattenmeer. Erstaunlicherweise tritt dieses Phänomen weder bei den Garnelenfischern in Erscheinung, noch sind die Badegäste an der Nordseeküste davon betroffen. Vermutlich tauchen die Baumkurren unter die Quallenmassen auf den Boden ab, und die hochliegenden Wattflächen verhindern, daß die Tiere aus den tiefen Bereichen des Wattenmeeres bis an die Strände gelangen können. BRECKLING, P. & NEUDECKER, T. (1994): Monitoring the fish fauna in the Wadden Sea with stow nets (Part 1): A comparison of demersal and pelagic fish fauna in a deep tidal channel. Arch. Fish. Mar. Res. 42 (1): TRILATERAL MONITORING AND ASSESSMENT GROUP (1997): TMAP Manual. The Trilateral Monitoring and Assessment Program (TMAP). Common Wadden Sea Secretariat, Wilhelmshaven. VORBERG, R. & BRECKLING, P. (1999): Atlas der Fische im schleswig-holsteinischen Wattenmeer. Schriftenreihe des Nationalparks Schleswig-Holsteinisches Wattenmeer, Heft 10, 178 S. Ralf Vorberg Fasanenstieg Dassendorf 16