2   Globale Erwärmung und Meeresökosysteme

2.1   Klimafaktoren

2.1.1    Anstieg der Wassertemperaturen
2.1.2    Rückgang des arktischen Meereises
2.1.3    Änderung der Meeresströmungen

2.2   Auswirkungen der globalen Erwärmung auf Meeresökosysteme

2.2.1    Natürliche Klimavariabilität
2.2.2    Anthropogener Klimawandel

2.3  Schwerpunkt: Klima und Fischerei

2.3.1    Veränderungen bei Fischpopulationen
2.3.2    Regionale Prognosen der Auswirkungen auf die Fischerei
2.3.3    Globale Prognosen der Auswirkungen auf die Fischerei

2.4  Schwerpunkt: Klima und Korallenriffe

2.4.1    Auswirkungen der Erwärmung auf Korallen
2.4.2    Auswirkungen der Versauerung auf Korallen
2.4.3    Maßnahmen zum Schutz von Korallen

2.5  Leitplanke: Schutz der Meeresökosysteme

2.5.1    Leitplankenvorschlag
2.5.2    Begründung und Umsetzbarkeit

2.6  Handlungsempfehlungen: Management mariner Ökosysteme verbessern

2.6.1    Fischereimanagement   
2.6.2    Meeresschutzgebiete  

2.7   Forschungsempfehlungen 

 

2.1   Klimafaktoren

2.1.1   Anstieg der Wassertemperaturen

Die Temperaturen im Meer beeinflussen das Leben im Meer sowie die Löslichkeit von Kohlendioxid im Wasser. Sie verändern die Dichte des Meerwassers und beeinflussen dadurch die Strömungen und den Meeresspiegel: Die thermische Ausdehnung des Wassers trägt wesentlich zum Meeresspiegelanstieg bei. Die Oberflächentemperatur der Meere beeinflusst auch die Atmosphäre auf vielfältige Weise. Die in Europa im Winter häufig auftretende „milde Atlantikluft“ hat ihre Wärme aus dem relativ warmen Ozean aufgenommen. Auch führen hohe Wassertemperaturen zu verstärkter Verdunstung, was eine wichtige Energiequelle der Atmosphäre (z. B. für tropische Wirbelstürme) und die Wasserquelle vieler Extremniederschläge (u. a. der Elbeflut 2002) darstellt.
     In den letzten Jahren wurden durch internationale Anstrengungen zum Datenaustausch erheblich verbesserte Datensätze zu den globalen Ozeantemperaturen der letzten 50 Jahre für die Forschung verfügbar (NODC, 2001). Auf der Basis von über 7 Mio. gemessenen Temperaturprofilen haben Levitus et al. (2005) den Zeitverlauf des Wärmegehalts der Weltmeere rekonstruiert. Sie belegen einen Anstieg der gespeicherten Wärmemenge um
15 x 1022 Joule von 1955–1998. Dies entspricht einer mittleren Wärmeaufnahme von 0,2 Watt pro m² über diesen Zeitraum, bezogen auf die gesamte Erdoberfläche. Für den Zeitraum 1993–2003 betrug die Wärmeaufnahme sogar 0,6 Watt pro m² (Willis et al., 2004). Diese Wärmezunahme im Ozean zeigt, dass die Erde derzeit mehr Energie von der Sonne aufnimmt als sie wieder abstrahlen kann. Damit belegen die Messungen ein Ungleichgewicht in der Wärmebilanz der Erde, wie es aufgrund des anthropogenen Treibhauseffekts zu erwarten ist (Hansen et al., 2005).
     Global und über die gesamte Wassersäule gemittelt ist die Temperatur des Ozeans seit 1955 nur um 0,04 °C angestiegen. Das liegt daran, dass sich bisher nur eine Oberflächenschicht (d. h. die durchmischte Deckschicht) von wenigen 100 m Tiefe erwärmt hat, die mittlere Ozeantiefe jedoch 3.800 m beträgt. Der durch thermische Expansion des Wassers verursachte Meeresspiegelanstieg beträgt daher bisher nur einen Bruchteil dessen, was eine Erwärmung bis in die Tiefsee im Laufe der Jahrhunderte ergeben wird (Kap. 3.1.1).
     Abbildung 2.1-1 zeigt den Verlauf der für das Klimasystem besonders wichtigen Meeresoberflächentemperatur. Dieser ähnelt stark der Entwicklung der Lufttemperaturen, die Erwärmung fällt jedoch etwas geringer aus (0,6 °C seit Beginn des 20. Jahrhunderts). Beides ist nicht überraschend. Die Meeresoberfläche ist thermisch eng an die darüber liegende Atmosphäre gekoppelt. Da sich die Landflächen, die 30 % der Erdoberfläche ausmachen, wegen ihrer geringeren Wärmekapazität schneller erwärmen als die Ozeane, steigt die global gemittelte Lufttemperatur insgesamt schneller als die des Meeres. Ein Datensatz der von Schiffen nachts über dem Meer gemessenen Lufttemperatur (Parker et al., 1995) zeigt ebenfalls einen sehr ähnlichen Verlauf wie die Wassertemperaturen. Diese Daten belegen den Erwärmungstrend der Meere an der Oberfläche und bestätigen damit nochmals die von Wetter-stationen gemessene globale Erwärmung.

 

Abbildung 2.1-1
Verlauf der global gemittelten Oberflächentemperatur der Meere, nach drei Datenzentren: Dem UK Met Office (UKMO, blau), dem US-amerikanischen National Centre for Environmental Prediction (NCEP, schwarz) und dem US-amerikanischen National Climatic Data Centre (NCDC, rot).
Quelle: IPCC, 2001a

     Abbildung 2.1-2 zeigt die Erwärmung der Oberflächentemperaturen im Nordatlantik, die sich in weiten Teilen im Bereich von 0,3–1 °C über den gezeigten Zeitraum bewegt. Eine wesentlich stärkere Erwärmung um mehrere Grad findet man in arktischen Breiten, vor allem aufgrund positiver (verstärkender) Rückkopplungen mit dem schwindenden Meereis (Kap. 2.1.1). Einige kleinere Stellen weisen aufgrund dynamischer Veränderungen im Meer eine Abkühlung auf – dies gilt insbesondere für den Golfstrombereich vor der Küste der USA und Meeresgebiete nahe Grönland. Ursache sind hier wahrscheinlich natürliche, interne Schwankungen in der Zirkulation, die den allgemeinen Erwärmungstrend durch die Treibhausgase überlagern.

Abbildung 2.1-2
Entwicklung der Oberflächentemperaturen im Nordatlantik und den europäischen Randmeeren. Gezeigt ist die Veränderung der Jahresmitteltemperatur zwischen 1978 und 2002 (als linearer Trend) auf Basis des GISST-Datensatzes des britischen Hadley Centre.
Quelle: PIK nach Hadley Centre, 2003

     Von besonderem Interesse ist der Anstieg der Meerestemperaturen in tropischen Breiten, weil er tropische Stürme beeinflusst; er wird in Kapitel 3.1.2 diskutiert.

2.1.2   Rückgang des arktischen Meereises

Im Bereich der Arktis ist in den letzten Jahrzehnten eine besonders starke Erwärmung des Meerwassers zu beobachten, die 2004 gemeinsam mit ihren Auswirkungen in einer internationalen Studie detailliert beschrieben wurde (Arctic Climate Impact Assessment; ACIA, 2005).
     Die Studie konstatiert einen starken Rückgang des arktischen Meereises, der sich nicht durch natürliche Prozesse, sondern nur durch menschliche Einflüsse erklären lässt. Der Rückgang des Eises ist deutlich auf Satellitenbildern zu erkennen (Abb. 2.1-3). Die Satellitenzeitreihe von 1979–2005 zeigt eine Abnahme der Eisfläche um 15–20 % und die geringste je gemessene Eisausdehnung im September 2005. Durch Zusammenstellung von Beobachtungen von Schiffen und Küsten aus lässt sich die Entwicklung bis in die Zeit vor Beginn der Satellitenmessungen zurückverfolgen. Solche Beobachtungen gehen bis ins Jahr 1900 zurück und erfassen etwa 77 % der Fläche der Arktis. Diese Langzeitdaten legen nahe, dass das derzeitige Schrumpfen der Eisdecke ein wahrscheinlich in den letzen hundert Jahren einmaliger Vorgang ist.

Abbildung 2.1-3
Satellitenaufnahmen der arktischen Eisbedeckung, (a) September 1979 und (b) September 2005.
Quelle: NASA, 2005

Die Entwicklung der Dicke des arktischen Eises ist schwerer zu beobachten als seine Ausdehnung. Mit dem Ende des Kalten Krieges wurden dazu Messungen militärischer U-Boote verfügbar, die unter dem arktischen Eis patrouillierten. Diese Daten legten nahe, dass die Dicke des Eises bereits um 40 % abgenommen haben könnte (Rothrock et al., 1999). Andere Untersuchungen zeigen nur eine geringere Abnahme der Dicke. Johannessen et al. (2005) geben 8–15 % an, so dass die tatsächliche Veränderung noch als ungeklärt gelten muss.
     Weitere Erkenntnisse ergeben sich aus Modellrechnungen für den Arktischen Ozean mit hoher räumlicher Auflösung, angetrieben mit beobachteten Wetter-daten. Sie zeigen für die letzten Jahrzehnte eine Abnahme der Eisausdehnung in Übereinstimmung mit den bereits diskutierten Satellitendaten. Dabei nimmt im Modell die Eisdicke wesentlich stärker ab, und zwar um 43 % seit 1988 (Lindsay und Zhang, 2005). Ähnliche Ergebnisse erhalten auch Maslowski et al. (2005). Bei ungebremster Erwärmung zeigen die Szenarien mit globalen Modellen, dass der Arktische Ozean gegen Ende dieses Jahrhunderts im Sommer praktisch eisfrei sein dürfte (MPI für Meteorologie, 2005). Die genannten regionalen Modelle lassen befürchten, dass dies auch bereits früher eintreten könnte.

2.1.3   Änderung der Meeresströmungen

Die Wissenschaft befasst sich seit den 1980er Jahren mit der Frage möglicher abrupter Änderungen der Atlantikströmungen und ihrer Auswirkungen auf das Klima (Broecker, 1987). Das grundlegende Problem – eine mögliche stark nichtlineare Reaktion der Strömung auf Süßwassereintrag – ist bereits seit den 1960er Jahren bekannt (Stommel, 1961). Über die Wahrscheinlichkeit und die möglichen Folgen eines solchen Ereignisses wird in den letzten Jahren zunehmend geforscht; die Forschung ist jedoch noch in einer frühen Phase und viele Fragen sind nach wie vor ungeklärt. Die Gefahr von Änderungen der Meeresströme ist u. a. durch den „Pentagon-Bericht“ von Schwartz und Randall (2003), der 2004 in die Medien gelangte, in das öffentliche Bewusstsein vorgedrungen. Dieser Bericht entwickelt ein Worst-Case-Szenario, bei dem in den kommenden 10–20 Jahren der Nordatlantikstrom zum Erliegen kommt, was zu einer starken Abkühlung im Nordatlantikraum innerhalb weniger Jahre führen würde. Dies ist allerdings ein spekulatives und extrem unwahrscheinliches Szenario. Nach derzeitigem Stand deutet nichts auf eine kurz bevorstehende Strömungsänderung hin. Auf längere Sicht und bei starker weiterer Klimaerwärmung – etwa ab der Mitte dieses Jahrhunderts – kann dies jedoch zu einer ernsthaften Gefahr werden.
     Normalerweise sinken riesige Wassermassen im europäischen Nordmeer und in der Labradorsee in die Tiefe. Dieses Wasser strömt dann in 2–3 km Tiefe nach Süden bis ins Südpolarmeer (Abb. 2.1-4). Zum Ausgleich strömt an der Oberfläche warmes Wasser von Süden her in die nördlichen Breiten. Dies führt zu einer großräumigen Umwälzbewegung im Atlantik, bei der etwa 15 Mio. m³ Wasser pro Sekunde bewegt werden. Wie eine Zentralheizung transportiert der Ozean auf diese Weise 1015 Watt an Wärme in den nördlichen Atlantikraum, was mehr als das Zweitausendfache der gesamten Kraftwerksleistung Europas beträgt.

Abbildung 2.1-4
Das System der globalen Meeresströmungen. Gezeigt ist vor allem die durch Temperatur- und Salzgehaltsunterschiede ausgelöste „thermohaline“ Zirkulation.
Quelle: nach Rahmstorf, 2002

     Der globale Klimawandel wirkt auf diese Strömung, indem er die Dichte des Meerwassers auf zwei Arten verringert: Zum einen führt der Temperaturanstieg des Wassers zu thermischer Ausdehnung, zum anderen verdünnen verstärkte Niederschläge und Schmelzwasser das Meerwasser mit Süßwasser. Das Absinken des Wassers im nördlichen Atlantik, die so genannte Tiefenwasserbildung, kann dadurch beeinträchtigt werden. Insbesondere im Nordmeer ist bereits seit Jahrzehnten ein Trend einer Salzgehaltsabnahme zu beobachten (Curry und Mauritzen, 2005), der allerdings nach Modellberechnungen bisher noch zu schwach sein dürfte, um einen spürbaren Einfluss auf die Atlantikströmungen zu haben.
     Britische Forscher haben kürzlich über Messungen berichtet, wonach sich die Umwälzbewegung des Atlantik bereits um 30 % abgeschwächt haben könnte (Bryden et al., 2005). Die Interpretation dieser neuen Daten ist in Fachkreisen jedoch umstritten – u. a. weil sie weder zu den Modellrechnungen noch zu den Temperaturveränderungen an der Meeresoberfläche passen (Abb. 2.1-2), wo eine derartige Abschwächung des Wärmetransports als Abkühlung sichtbar sein sollte. Sollte sich jedoch der Trend zu Erwärmung und Salzgehaltsabnahme in den kommenden Jahrzehnten weiter verstärken, dürfte dies im Verlauf des Jahrhunderts tatsächlich zu einer deutlichen Abschwächung der Atlantikströmung führen, im Extremfall womöglich sogar zu einem völligen Abbrechen der Tiefenwasserbildung.
     Die Folgen wären aller Voraussicht nach gravierend. Der Nordatlantikstrom – übrigens nicht der Golfstrom, wie oft vereinfachend zu lesen ist – und der größte Teil des atlantischen Wärmetransports würden versiegen. Dies würde die Temperaturverteilung über dem ganzen Atlantikraum stark verändern. Dabei kann es je nach bereits zuvor erfolgter Erwärmung regional sogar zu einer Abkühlung unter heutige Temperaturen kommen. Die Südhalbkugel würde sich dafür umso stärker erwärmen.
     Als Folge der dynamischen Anpassung der Meeresoberfläche an die veränderten Strömungen würde der Meeresspiegel im Nordatlantik ohne Verzögerung um bis zu 1 m steigen und auf der Südhalbkugel etwas fallen. Diese Umverteilung des Wassers hätte zunächst keinen Einfluss auf den globalen Mittelwert des Meeresspiegels (Levermann et al., 2005). Doch auch im globalen Mittel würde der Meeresspiegel längerfristig zusätzlich um ca. 0,5 m ansteigen, da sich der tiefe Ozean nach Versiegen des Nachschubs an kaltem Wasser allmählich erwärmt. Sehr wahrscheinlich würden sich zudem die tropischen Niederschlagsgürtel verschieben, da der so genannte thermische Äquator nach Süden wandern würde (Claussen et al., 2003) – dies zeigen Modellsimulationen und Daten aus der Klimageschichte übereinstimmend.
     Erste Simulationsrechnungen zeigen außerdem eine Halbierung der Plankton-biomasse im Atlantik (Schmittner, 2005), der heute dank der thermohalinen Zirkulation zu den fruchtbarsten Meeresgebieten und ertragreichsten Fisch-gründen der Erde gehört. Ein Versiegen der Tiefenwasserbildung dürfte außer-dem die Aufnahme von anthropogenem CO2 durch den Ozean verringern (siehe Kap. 4).
     Ein Abreißen des Nordatlantikstroms ist ein schwer kalkulierbares Risiko mit gravierenden negativen Folgen. Ein entscheidender Faktor wird die Süßwassermenge sein, die künftig in den nördlichen Atlantik gelangt. Dies wird insbesondere von der Geschwindigkeit abhängen, mit der Grönlands Eisschild abschmilzt. Eine zuverlässige Vorhersage ist beim gegenwärtigen Wissensstand nicht möglich; bestenfalls kann eine Art Gefahrenabschätzung versucht werden. Das Potsdam-Institut für Klimafolgenforschung hat zusammen mit der amerikanischen Carnegie-Mellon University dazu im Herbst 2004 ein Dutzend der weltweit führenden Experten detailliert befragt, in jeweils ca. sechs Stunden dauernden Interviews. Das Risiko eines totalen Ausfalls der atlantischen Tiefenwasserbildung und der damit zusammenhängenden Strömungen wurde dabei sehr unterschiedlich, von einem Teil der Experten jedoch überraschend hoch eingeschätzt (Zickfeld et al., eingereicht). Bei einer angenommenen globalen Erwärmung von nur 2 °C bis zum Jahr 2100 sahen vier der Experten bereits ein Risiko von mehr als 5 %; bei 3–5 °C Erwärmung sahen vier der Experten die Gefahr sogar die 50 %-Marke übersteigen.

2.2   Auswirkungen der globalen Erwärmung
auf Meeresökosysteme

Im Mittelpunkt dieses Kapitels stehen die Auswirkungen der Klimaerwärmung (Kap. 2.1) auf Meeresökosysteme. Der WBGU versteht darunter das gesamte marine Gebiet von der hohen See bis zu aquatisch geprägten Küstenökosystemen. Der Beirat hat bewusst nur Faktoren herausgegriffen, die für die Themenstellung dieses Sondergutachtens wichtig sind. Ausgeklammert wird die Überfischung, die heute als der bedeutendste negative Einfluss des Menschen auf marine Ökosysteme angesehen wird (Pauly et al., 2002; MA, 2005b). Ebenfalls nicht behandelt werden die direkte Zerstörung mariner Ökosysteme, die Verschmutzung und die Einführung nicht heimischer Arten (GESAMP, 2001; UNEP, 2002). Die Versauerung der Meere wird in Kapitel 4 abgehandelt. All diese anthropogenen Einflüsse haben die Resilienz vieler Meeresökosysteme bereits stark verringert (Jackson et al., 2001).
     Von diesen Einflüssen ist vor allem der produktivste Teil der Ozeane, die flachen Kontinentalschelfe (< 200 m Wassertiefe), betroffen. Die Schelfe machen zwar weniger als 7 % der Ozeanfläche aus, doch findet hier der Großteil der Primär- und Sekundärproduktion statt, und hier liegen die produktivsten Fischgründe (Kap. 2.3). Die Primärproduktion der Meere durch Algen (Phytoplankton) ist auf die lichtdurchlässige oberste Wasserschicht beschränkt, die so genannte euphotische Zone (bis ca. 200 m Wassertiefe). Von diesen Primärproduzenten lebt eine Vielzahl von Sekundärproduzenten – vor allem Zooplankton, Fische und Meeressäuger – sowohl im freien Wasser (Pelagial) als auch am und im Meeresboden (Benthos). Alle Organismen sind durch ein komplexes Nahrungsnetz miteinander verknüpft (Abb. 2.2-1). Die Fauna der lichtlosen Tiefe ist energetisch auf den organischen Kohlenstoff aus der Primärproduktion angewiesen, der in Form von abgestorbenem Material in die Tiefe sinkt („biologische Pumpe“). Nur in der Umgebung hydrothermaler Quellen in der Tiefsee bilden Bakterien durch Chemosynthese eine vom Sonnenlicht unabhängige Basis für höhere Lebensformen.

     Auch die Küstenökosysteme sind von großer biologischer und wirtschaft-licher Bedeutung. Vor allem die artenreichen Feuchtgebiete, Mangrovenwälder und Korallenriffe tragen neben ihrem wirtschaftlichen Nutzen wesentlich zum Schutz der Küste vor Überschwemmungen und Erosion bei (Kap. 3.2).

2.2.1     Natürliche Klimavariabilität

Die natürliche Variabilität abiotischer Faktoren in marinen Ökosystemen, z. B. der Wassertemperatur oder der Ozeanströmungen, ist hoch und verläuft oft nichtlinear bzw. zyklisch. Das Studium der Wirkung der natürlichen Klimavariabilität kann wertvollen Aufschluss über die Folgen der globalen Erwärmung geben. Meeresökosysteme reagieren im Vergleich zu terrestrischen deutlich sensibler und schneller auf veränderte klimatische Bedingungen, mit nur schwer vorhersagbaren Änderungen der Artenzusammensetzung, räumlicher Verschiebung von Populationen oder umstrukturierten Nahrungsnetzen (Steele, 1998; Hsieh et al., 2005; Übersicht bei Brander, 2005). So zeigt Klyashtorin (2001), dass viele atlantische und pazifische Fischbestände über viele Jahrzehnte eng mit Klimaparametern korrelierten (Abb. 2.2-2), z. B. mit dem atmosphärischen Zirkulationsindex, der die atmosphärischen Bedingungen in der Atlantisch-Eurasischen Region beschreibt. Schon kleine natürliche Klimaänderungen können große Effekte auf marine Ökosysteme und Fischbestände haben – durch direkte Temperatureffekte, als Folge veränderter Primärproduktion oder auch durch Einflüsse auf wichtige Entwicklungsstadien (z. B. juvenile Fischstadien: Attrill und Power, 2002).

So reagierten die Kabeljaubestände bei Grönland auf die Erwärmung des Nordatlantiks in den 1920er und 1930er Jahren mit rascher Ausdehnung in Richtung Norden (ca. 50 km pro Jahr) und erheblichem Bestandszuwachs, der später als Folge von Überfischung und verschlechterten Klimabedingungen wieder stark zurückging (Jensen, 1939). Vor allem kleine, Plankton fressende Fischarten wie Sardine oder Anchovis zeigen starke natürliche Bestandsschwankungen, bei denen großskalige natürliche Klimavariationen eine wichtige Rolle spielen (Barber, 2001; PICES, 2004). So haben die kurzfristigen Störungen der ENSO-Ereignisse (El Niño/Southern Oscillation) jeweils für etwa 2–3 Jahre tiefgreifende Auswirkungen auf die marinen Ökosysteme des Peru-Humboldt-Strömungssystems (verringerte Nährstoffversorgung und somit geringere Primärproduktion, zum Teil Zusammenbruch von Fischpopulationen; Barber, 2001) und auf den weltweit produktivsten Fischbestand (peruanische Anchovis; FAO, 2004; Bertrand et al., 2004). Die Wirkungen der ENSO-Ereignisse sind jedoch reversibel, so dass in der Regel schon nach wenigen Jahren der „normale“ Zustand wieder erreicht wird (Fiedler, 2002).
     Regionale klimatische Bedingungen und mit ihnen Struktur und Dynamik der Ökosysteme in einer Meeresregion können aber auch – von kleinen Unterschieden zwischen den Jahren abgesehen – über eine Periode von mehreren Jahren oder Jahrzehnten relativ stabil bleiben, was insgesamt als Regime bezeichnet wird. Wenn ein solcher relativ stabiler Zustand schnell, etwa im Verlauf von ein oder zwei Jahren, in einen anderen übergeht, dann nennt man dies einen Regimeübergang ("regime shift"; King, 2005). Mit diesen Regimeübergängen gehen teils erhebliche Strukturveränderungen der betroffenen marinen Ökosysteme einher, vom Phytoplankton bis hin zu den obersten trophischen Ebenen im Nahrungsnetz, z. B. den großen räuberischen Fischen.
     Regimeübergänge wurden vielfach und in verschiedenen Meeresgebieten beobachtet (King, 2005). So hat sich in der Nordsee in den späten 1980er Jahren ein Regimeübergang ereignet, der mit abrupten Veränderungen der Oberflächentemperatur, der Windverhältnisse und einer Vielzahl biologischer Parameter verbunden war (Reid et al., 2001; Beaugrand, 2004; Alheit et al., 2005). Durch die Zunahme westlicher Winde wurde der Einstrom warmen Wassers in die Nordsee verstärkt, was u. a. die Lebensbedingungen für den Kabeljau in der Nordsee verschlechterte. Ein Zusammenhang zwischen dieser persistenten Veränderung der Nordatlantischen Oszillation (NAO) und der anthropogenen Klimaerwärmung ist wahrscheinlich (Gillett et al., 2003). Im Nordpazifik, vor der kalifornischen Küste, lassen sich alternierende Regime mit einer Periode von ca. 60 Jahren über fast zwei Jahrtausende nachweisen (Baumgartner et al., 1992). Sie haben eine deutliche Umstrukturierung der marinen Ökosysteme zur Folge (Hare und Mantua, 2000; King, 2005).
     Wie Regimeübergänge ausgelöst werden und welche Effekte sie im Nahrungsnetz des Ökosystems haben, ist nur unzureichend verstanden, auch wenn Beobachtungen der sich verändernden Ökosystemstrukturen teilweise detailliert vorliegen. Die vom Phytoplankton, also von der Basis des Nahrungsnetzes ausgehenden Energieflüsse können eine wichtige Rolle spielen ("bottom up"; z. B. Richardson und Schoeman, 2004). Strukturveränderungen können aber auch "top down" durch Zusammenbruch der Populationen räuberischer Fische verursacht werden, sei es als Folge von Überfischung (Worm und Myers, 2003; Frank et al., 2005) oder von Klimaänderung (Polovina, 2005), die über trophische Kopplungen bis auf die unteren Ebenen des Nahrungsnetzes durchschlägt.

2.2.2     Anthropogener Klimawandel

Obwohl die natürliche Variabilität regional groß sein kann, hat sich an den meisten Orten bereits heute der globale Erwärmungstrend durchgesetzt (Abb. 2.1-2).
     Der anthropogene Einfluss auf verschiedene Klimafaktoren (Kap. 2.1) hat heute bereits beobachtbare Effekte auf die Verbreitung mariner Organismen und die Artenzusammensetzung der Meeresökosysteme (Übersicht bei Brander, 2005). Klimawirkungen sind für alle Ebenen des Ökosystems beschrieben worden, von der Primärproduktion (Kap. 2.2.2.2) über das Zooplankton (z. B. Richardson und Schoeman, 2004) und kleine pelagische Fischarten (Sardinen) bis hin zu den großen Raubfischen (tropischer Thunfisch: Lehodey et al., 2003).

2.2.2.1     Auswirkungen der Wassertemperatur auf die Physiologie von Meeresorganismen

Die Temperatur hat nach neuen Erkenntnissen einen größeren Einfluss auf die Verbreitung von Tier- und Pflanzenarten als bisher angenommen, und das unabhängig vom Platz der Organismen im Nahrungsnetz (Huntley et al., 2004). Das thermische Toleranzfenster, in dem eine Art überleben, wachsen und sich reproduzieren kann, definiert demnach in hohem Maß ihre Verbreitung (Pörtner, 2005). Eine erhöhte Wassertemperatur (Kap. 2.1.1) beeinflusst das Leben von Meeresorganismen direkt wie indirekt. Eine direkte physiologische Wirkung auf die Organismen liegt vor, wenn die obere Grenze der Temperaturtoleranz einer Art überschritten wird. Dies trifft z. B. auf tropische Korallen zu (Kap. 2.4.1). Eine indirekte Wirkung der zunehmenden Wassertemperaturen liegt vor, wenn
z. B. für eine Art früher orts- oder zeitgleich vorhandene Nahrungsorganismen durch temperaturbedingte Veränderungen im Artenspektrum eines Ökosystems nicht mehr zur Verfügung stehen (Kap. 2.2.2.5). Beide Wirkungsketten können zum Verschieben von Populationen, zur Einwanderung nicht heimischer Arten und auch zum Verschwinden von Arten führen.

2.2.2.2     Phytoplankton und globale Primärproduktion

Die vom Menschen veränderten Klimafaktoren wirken sich zunächst auf das Phytoplankton und somit auf die Primärproduktion aus. Da sich das gesamte marine Ökosystem bis hin zu großen Räubern wie Thun oder Hai über verschiedene trophische Stufen letztlich aus der Primärproduktion speist, wird sich eine Veränderung der Primärproduktion durch diese Kopplung auch auf die höheren trophischen Ebenen der Nahrungsnetze auswirken und sich in veränderten Artenzusammensetzungen oder Biomassen im gesamten Ökosystem widerspiegeln. Die Primärproduktion wird von mehreren Klimafaktoren beeinflusst (Fasham, 2003):

• Temperatur: Wachstum und Artenzusammensetzung des Phytoplanktons sind stark temperaturabhängig. Die Primärproduktion wird durch Erwärmung zunächst direkt gefördert. Doch kann die erhöhte Temperatur indirekt auch die Produktion bremsen, z. B. über verringerte Nährstoffzufuhr als Folge einer ausgeprägteren Temperaturschichtung.
• Licht: Veränderungen der Eis- oder Wolkenbedeckung des Oberflächenwassers haben direkten Einfluss auf die Primärproduktion, da das Phytoplankton Sonnenlicht als Energiequelle benötigt. Die Lichtversorgung des Phytoplanktons nimmt auch mit wachsender Durchmischungstiefe des Oberflächenwassers ab.
• Nährstoffe: Der Klimawandel kann indirekt auch die Versorgung des Phytoplanktons mit Nährstoffen (vor allem Stickstoff und Phosphor, aber auch „Mikronährstoffe“ wie z. B. Eisen; Jickells et al., 2005) beeinflussen. Aus der produktiven oberen Schicht der Ozeane werden durch das Absinken abgestorbener Organismen ständig organische Substanz und damit auch Nährstoffe in die Tiefsee exportiert („biologische Pumpe“; Falkowski et al., 2003). Der Rücktransport in die oberen Schichten findet vor allem durch Aufwärtsströmungen und vertikale Mischung statt, die über Temperaturschichtung, Wind- und Strömungsverhältnisse vom Klima beeinflusst werden (z. B. Sarmiento et al., 2003).

Hinzu kommt, dass die Klimaerwärmung wesentlich durch steigende CO2-Konzentrationen verursacht wird. Dies führt bei vielen Phytoplanktonarten zu einer direkten Erhöhung der Photosyntheserate, wobei allerdings die Artengruppen unterschiedlich profitieren (Kap. 4.3.1). Diese verschiedenen Faktoren sind zusätzlich untereinander gekoppelt: So verursacht die Erwärmung der Oberflächenschichten nicht nur erhöhte Photosyntheseraten, sondern auch eine stabilere Temperaturschichtung der Wassersäule, was die Nährstoff-versorgung verschlechtert und die Planktonproduktion schwächt. Die verstärkte Schichtung kann zudem die Dynamik der Phytoplanktonproduktion destabili-sieren (Huisman et al., 2006). Eine zunehmende Windgeschwindigkeit wirkt dem Temperatureffekt auf die Schichtung entgegen. Im Nordostatlantik führen diese gegenläufigen Effekte in der Summe zu einer Zunahme des Phytoplanktons in Kaltwassergebieten (da hier bei guter Nährstoffversorgung und hoher Turbulenz die verbesserten Stoffwechselraten durch Temperatur-erhöhung überwiegen) und zu einer Abnahme in Warmwasser-gebieten (da sich hier bei verstärkter Schichtung unter Nährstofflimitierung die Wachstums-bedingungen verschlechtern; Richardson und Schoeman, 2004). Es überrascht daher nicht, dass die Effekte schwierig zu modellieren sind und regional äußerst unterschiedlich ausfallen.
     Die satellitengestützte Beobachtung der Phytoplanktonbiomasse über den Chlorophyllgehalt des Meerwassers ergibt, dass sich die globale jährliche Primärproduktion seit den 1980er Jahren in neun von zwölf Ozeangebieten abgeschwächt hat, im globalen Mittel um mehr als 6 % (Gregg et al., 2003). 70 % dieser globalen Abschwächung wurde in den hohen nördlichen Breiten beobachtet, was vermutlich durch die schlechtere Nährstoffversorgung aufgrund gestiegener Temperatur verursacht wird. Nur drei tropische Ozeangebiete (Nord- und Äquatorialindik sowie Äquatorialatlantik) weisen eine Zunahme auf. Für den Nordatlantik zeigen langjährige Datenreihen, die auf Probennahmen beruhen, eine Zunahme der Phytoplanktons nördlich 55 °N und eine Abnahme südlich 50 °N (Richardson und Schoeman, 2004). Die Projektionen für eine Zukunft mit globaler Erwärmung weisen widersprüchliche Trends auf. Die Modellierung von Bopp et al. (2001) zeigt bei Verdoppelung der atmosphärischen CO2-Konzentration eine Reduktion der globalen marinen Exportproduktion um ca. 6 % in den nächsten 65–75 Jahren, die mit der Primärproduktion gut korreliert. Dabei wird die tropische Produktion durch eine verstärkte Schichtung und somit reduzierte Nährstoffversorgung zurückgehen, während sie in den subpolaren Gebieten zunehmen soll. Im Gegensatz dazu zeigen die Modelle von Sarmiento et al. (2004) – bei großer Unsicherheit – eher die Tendenz zu einer leichten Erhöhung der globalen Primärproduktion. Auch hier sind die Auswirkungen regional äußerst unterschiedlich. Die Autoren des Arctic Climate Impact Assessment halten es für wahrscheinlich, dass sich eine moderate Erwärmung fördernd auf die Primärproduktion in der Arktis auswirken würde – vor allem durch die Reduktion des Meereises (ACIA, 2005).
     Die vorliegenden Ergebnisse sind also teilweise widersprüchlich, und regionale Beobachtungen lassen sich nicht immer mit Modellprognosen in Einklang bringen. Das Verständnis der Prozesse – z. B. die Temperatursensitivität der Primärproduktion – ist offensichtlich unzureichend. Die Qualität gekoppelter Klima-, Ozean- und Ökosystemmodelle läßt derzeit keine belastbaren Aussagen zu (Sarmiento et al., 2004), wenn auch einige Regionalmodelle die Zusammenhänge zwischen der Veränderung von Ozeanströmungen bis hin zur Primärproduktion bereits abbilden können (Beipiele in Brander, 2005).
     Es ist zwar unwahrscheinlich, aber nicht auszuschließen, dass der Klimawandel zu einer Unterbrechung des Nordatlantikstroms führt (Kap. 2.1.3; Rahmstorf, 2000; Curry und Mauritzen, 2005). Für dieses Szenario zeigen die Simulationen von Schmittner (2005) eine gänzlich veränderte ökosystemare Situation: Die Biomasse von Phyto- und Zooplankton des Nordatlantiks würde wegen stark abgeschwächter Nährstoffversorgung des Oberflächenwassers um die Hälfte abnehmen, mit entsprechend großen Auswirkungen auf die Ökosystemproduktivität und -struktur.

2.2.2.3     Zooplankton

Die Primärproduktion des Phytoplanktons ist Nahrungsgrundlage für das Zooplankton (Sekundärproduktion: häufig Kleinkrebse), das wiederum als Nahrung für den Aufbau von Fischpopulationen von entscheidender Bedeutung ist. Vor allem Fischlarven sind auf eine zeitgleiche, hohe Verfügbarkeit von geeignetem Zooplankton angewiesen, damit die Fischbestände aufgestockt werden und die Produktion aufrechterhalten wird. Auch beim Zooplankton zeigen die folgenden Beispiele, dass bereits deutliche Veränderungen als Folge des anthropogenen Klimawandels festzustellen sind.
     Im Nordatlantik wurde die Verbreitung von Ruderfußkrebsen (Copepoden), einer wichtigen Gruppe im marinen Nahrungsnetz, als Folge einer Kombination von Veränderungen der Nordatlantischen Oszillation (NAO) und des anthropogenen Klimawandels um ca. 10 ° Breite nordwärts verschoben (Beaugrand et al., 2002). Beim Nordseekabeljau haben diese Veränderungen zusätzlich zur Überfischung dazu beigetragen, dass die Fischlarven schlechte Bedingungen vorfanden und die Populationen stetig abnahmen (Beaugrand et al., 2003).
     In der Antarktis hat der Krill (Euphausia superba) seit 1976 deutlich abgenommen, während andere Zooplanktonarten (Salpen) zugenommen haben, was wahrscheinlich auf die klimabedingte Reduktion des Meereises rund um die antarktische Halbinsel zurückzuführen ist (Atkinson et al., 2004). Da Krill als Futter für Fische, Pinguine, Robben und Wale wichtig ist, hat dies wesentliche Veränderungen des Nahrungsnetzes im Südlichen Ozean zur Folge. Sedimentuntersuchungen an planktischen Kammerlingen (Foraminiferen) über die vergangenen 1.400 Jahre zeigen in den letzten Jahrzehnten eine atypisch veränderte Artenzusammensetzung. Dies deutet darauf hin, dass die anthropogene Erwärmung des Ozeans den Bereich der natürlichen Variabilität bereits überschritten hat (Field et al., 2006).

2.2.2.4     Marine Säugetiere

Durch die Erwärmung verringert sich die Ausdehnung des arktischen Meereises, was vor allem Tierarten wie Eisbär und Ringelrobbe trifft, die unmittelbar in ihren Ernährungsgewohnheiten bzw. bei der Aufzucht der Jungen von diesem Habitat abhängen (ACIA, 2005).
     Eisbären ernähren sich fast ausschließlich von Robben, die an den Lebensraum Eis gebunden sind. Eisbärenweibchen gebären ihre Jungen in Höhlen an Land. Um im Frühjahr nach dem Winterschlaf zu den Jagdgebieten auf dem Eis zu kommen, ist die Mutter mit den Jungen auf Eiskorridore angewiesen, weil die Jungtiere größere Freiwasserflächen nicht überwinden können. Zieht sich das Eis weiter zurück, können sie die Jagdreviere nicht mehr erreichen. Erwachsene Eisbären sind zwar gute Schwimmer, die Strecken von über 100 km bewältigen können. Monnett et al. (2005) berichten jedoch über eine Verdopplung der im offenen Wasser gesichteten, schwimmenden Eisbären innerhalb der 20-jährigen Beobachtungszeit sowie über jüngste Funde von vier ertrunkenen Eisbären vor Alaska an einer Stelle, wo das Eis über 200 km nördlich der saisonüblichen Grenze lag. Im Bereich ihres südlichsten Vorkommens, der kanadischen Hudson Bay, sank die Eisbärenpopulation seit 1987 um 22 % (Carlton, 2005). Eisbären bliebe beim Verlust der sommerlichen Meereisdecke nur ein Leben an Land, dort allerdings in Konkurrenz zu Braun- und Grizzlybären und in vermehrtem Kontakt zum Menschen und daher wohl mit nur wenig Aussicht auf ein Überleben dieser Art.
     Szenarien für die Ostsee ergeben, dass auch hier die Eisbedeckung in den kommenden 30 Jahren deutlich abnehmen wird. Die baltische Ringelrobbe benötigt für die Aufzucht der Jungen mindestens zwei Monate lang eine feste Eisschicht mit Schneebedeckung. Von den bisherigen vier Aufzuchtgebieten in der Ostsee mit separaten Populationen wird künftig wohl nur noch im Bottnischen Meerbusen ein geeignetes Areal vorhanden sein (Meier et al., 2004). Auch in der Antarktis gibt es erste Beobachtungen, die auf Klimaänderungen zurückgeführt werden: Seit zwanzig Jahren ist die Geburtenrate der Pelzrobben rückläufig. Dieser Rückgang korreliert mit den ungewöhnlich hohen Temperaturen des Oberflächenwassers nach den häufigen El-Niño-Ereignissen zwischen 1987 und 1998 und wird vermutlich durch das gesunkene Nahrungsangebot – vorwiegend Krill – für die Robbenweibchen verstärkt (Forcada et al., 2005).
     Diese Beispiele zeigen, wie einschneidend sich klimabedingte Veränderungen im Lebensraum Eis auf die höchste trophische Ebene auswirken können.

2.2.2.5     Ökosystemare Wirkungen

Temperaturerhöhung und andere Faktoren des Klimawandels wirken auf Organismengruppen jeweils unterschiedlich, so dass verschieden starke oder schnelle Populationsverschiebungen Arten trennen können, die früher im gleichen Gebiet oder gleichzeitig auftraten. Diese Entkopplung zwischen vormals synchronen trophischen Ebenen kann erhebliche Veränderungen der Ökosystemstruktur hervorrufen ("trophic mismatch", z. B. in der Nordsee: Edwards und Richardson, 2004). Klimainduzierte räumliche Veränderungen der Phytoplanktonverteilung können über das herbivore Zooplankton bis zum carnivoren Zooplankton durchschlagen, so dass sich auch Fische, Seevögel und Säugetiere an die neuen Bedingungen anpassen müssen (Richardson und Schoeman, 2004).
     Derartige großräumige Verschiebungen auf verschiedenen Ebenen eines Nahrungsnetzes konnten u. a. bereits im Nordatlantik beobachtet werden (Beaugrand und Reid, 2003). Nach einer außergewöhnlichen Temperaturzunahme verschoben sich im Verlauf der 1980er Jahre Kaltwasserarten wie Leuchtkrebse (Euphausiden) und Ruderfußkrebse (Copepoden) nordwärts und gingen im Bestand zurück, während die kleineren, wärmeliebenden Arten entsprechend zunahmen (Beaugrand et al., 2002). Dies hatte wiederum einen Rückgang der Lachspopulation zur Folge. Für die Zukunft erwarten Beaugrand und Reid (2003) einen weiteren Rückgang der Anzahl und der Verbreitung der Lachspopulation, vor allem an den südlichen Rändern ihrer geographischen Verbreitung (Spanien und Frankreich).
     Als Folge der Verschiebung der Verbreitungsgebiete vieler Arten in Richtung Pole nimmt der Druck auf marine Ökosysteme in den polaren Regionen durch neu einwandernde Arten stetig zu, während die an niedrige Temperaturen angepassten Bewohner dieser Gebiete nicht in kühlere Breiten ausweichen können. Sie sind also besonders empfindlich gegenüber dem Klimawandel, so dass besonders bei den polar-marinen Meereisökosystemen Verluste von Habitaten und Arten zu erwarten sind (Smetacek und Nicol, 2005; ACIA, 2005). Zudem sind in der Arktis die regionalen Ausprägungen der globalen Erwärmung besonders deutlich spürbar, u. a. weil es dort als Folge der Albedoveränderungen durch das zurückgehende Meereis eine besonders starke Rückkopplung mit der regionalen Temperatur gibt (Kap. 2.1.2).
     Durch die Klimaerwärmung wird die Primärproduktion im Arktischen Ozean wahrscheinlich zunehmen, wenn auch von einem sehr niedrigen Niveau aus (ACIA, 2005). Die erhöhte Produktion kann entweder durch das Zooplankton genutzt werden oder aussedimentieren und damit den Bodentieren als Nahrung dienen. In Gebieten mit saisonaler Eisbedeckung kann aufgrund der klimabedingten Veränderung des Beginns der Eisschmelze im Frühjahr eine zeitliche Verschiebung zwischen der Phytoplanktonblüte und dem massenhaften Vorkommen des Zooplanktons auftreten, ebenso zwischen dem Zooplankton und den Fischlarven. Dadurch würde aufgrund mangelnder Synchronisation nur ein geringerer Anteil der Primärproduktion für höhere Ebenen des Nahrungsnetzes zur Verfügung stehen. Wie sich die erhöhte Primärproduktion letztlich auf Fisch-, Vogel- und Säugerpopulationen auswirkt, kann jedoch kaum verlässlich prognostiziert werden (ACIA, 2005).
     Eine wichtige Frage ist, ob der anthropogene Klimawandel natürlich vorkommende Regimeübergänge beeinflussen kann (Kap. 2.2.1). Bei der geringen Resilienz der marinen Ökosystemstrukturen und der Stärke des zu erwartenden anthropogenen Klimasignals (Kap. 2.2.2) ist keinesfalls auszuschließen, dass Regimeübergänge künftig qualitativ anders ablaufen, häufiger oder seltener werden oder in Regionen stattfinden, in denen sie bisher nicht auftraten. Die beobachtete Beschleunigung der Periodizität der Regimeübergänge im Nordpazifik (King, 2005) könnte darauf hindeuten, dass es einen Zusammenhang mit dem anthropogenen Klimawandel gibt, eine abschließende Beurteilung ist aber derzeit nicht möglich (Brander, 2005).
     Insgesamt stützen die neuen Befunde aus der Meeresökologie die in vergangenen Gutachten des WBGU geforderten verstärkten Anstrengungen im Klimaschutz (z. B. WBGU, 2003b), denn im Falle einer ungebremsten Klimaerwärmung lassen sich erhebliche, unvorhersehbare und unerwünschte Veränderungen der Meeresökosysteme nicht ausschließen.

2.3     Schwerpunkt: Klima und Fischerei

Fisch ist für mehr als 2,6 Mrd. Menschen die Grundlage für mindestens 20 % ihrer Proteinversorgung (FAO, 2004). Die industrielle Fischerei nimmt zu und konkurriert zunehmend mit den 30 Mio. traditionellen Fischern, die vielfach Einkommenseinbußen hinnehmen mussten (World Bank, 2004). Die Weltfischproduktion stagniert in den letzten Jahren bei rund 130 Mio. t pro Jahr, wobei der Anteil des im Meer gefangenen Fisch leicht zurückgeht und der Anteil der Aquakultur steigt (FAO, 2004). Die Fischbestände sind sehr ungleichmäßig im Meer verteilt: Weniger als 7 % der Ozeanfläche gehören zu den Kontinentalschelfen (Wassertiefe < 200 m), diese sorgen aber für mehr als 90 % des globalen Fischfangs (Pauly et al., 2002).
     Gleichzeitig ist der menschliche Einfluss auf die Meeresökosysteme der Kontinentalschelfe besonders groß: Überfischung (FAO, 2004; MA, 2005b) einschließlich illegaler bzw. unregulierter Fischerei (Gianni und Simpson, 2005), Degradation und Zerstörung mariner und Küstenhabitate (z. B. Korallen, Kap. 2.4), die Verbreitung nicht heimischer Arten oder die Verschmutzung der Weltmeere (GESAMP, 2001) und als neue Bedrohung die Versauerung (Kap. 4) gefährden die Ökoysteme und die Nachhaltigkeit ihrer Nutzung. Das mangelhafte Fischereimanagement und die dadurch ausgelöste Überfischung sind sicherlich von größerer Bedeutung für die Fischbestände als der bisher beobachtete anthropogene Klimawandel (Worm und Myers, 2004; ACIA, 2005). Künftig kann dieser aber erhebliche zusätzliche Belastungen für die marinen Ökosysteme verursachen (IPCC, 2001b; Richardson und Schoeman, 2004).

2.3.1     Veränderungen bei Fischpopulationen

Auf die anthropogene Klimaerwärmung reagieren die Arten in marinen Ökosystemen ähnlich wie in terrestrischen häufig mit einer Verschiebung polwärts (Parmesan und Yohe, 2003). Auch bei vielen Fischpopulationen der europäischen Schelfgewässer gibt es immer mehr Hinweise auf eine durch Erwärmung verursachte Verschiebung nach Norden (Abb. 2.3-1). So nimmt der Bestand des Kabeljaus in der Nordsee in einem Maß ab, das nicht allein mit Überfischung erklärt werden kann. Dort wird bereits heute das obere Limit des thermischen Toleranzfensters erreicht, so dass die Population nach Norden ausweicht. Der Rückgang des Kabeljaus korreliert zudem signifikant mit der veränderten Artenzusammensetzung, der Bestandsabnahme und der kleineren mittleren Körpergröße des Zooplanktons (Beaugrand et al., 2003), was wahrscheinlich auf die Klimaänderungen zurückgeführt werden kann. In der Nordsee sind über den Zeitraum von 1925–2004 grundlegende Veränderungen des pelagischen Ökosystems beobachtet worden, mit einer deutlichen Verschiebung vieler Populationen nach Norden und der Einwanderung südlicher Arten (Beare et al., 2004). Diese systematischen Langzeittrends korrelieren mit der steigenden Meerestemperatur. Aus den Beobachtungen in der Nordsee ziehen Perry et al. (2005) den Schluss, dass ein weiterer Temperaturanstieg zusätzliche, im Detail kaum zu prognostizierende Änderungen von Artenzusammensetzung und Ökosystemstruktur verursachen und damit wahrscheinlich erheblichen Anpassungsdruck auf die kommerzielle Fischerei ausüben würde. Auch für verschiedene arktische Seegebiete werden bei regionaler Erwärmung um 1–3 °C Verschiebungen von Fischpopulationen in Richtung Norden, teils sogar die Etablierung eigenständiger Populationen (z. B. Kabeljau bei Grönland) sowie die Einwanderung südlicher Arten erwartet (ACIA, 2005).

2.3.2     Regionale Prognosen der Auswirkungen auf die Fischerei

Für einige Meeresregionen, vor allem für die Gewässer der nördlichen Breiten, ist das Verständnis der Ökosystemstrukturen und die Reaktion auf natürliche Klimavariabilität gut genug, um mögliche Auswirkungen des Klimawandels zu diskutieren. So gilt z. B. das Europäische Nordmeer als sehr gut untersucht (Skjoldal, 2004). Basierend auf den Erfahrungen mit natürlicher Klimavariabilität ist davon auszugehen, dass regionale Temperaturerhöhungen von 2–4 °C die Primär- und Sekundärproduktion des subarktischen Teils des Europäischen Nordmeers erhöhen und damit die Voraussetzung für die Fischproduktion verbessern könnten (Skjoldal und Sætre, 2004). Dabei wird sich allerdings das Artenspektrum verschieben, d. h. es werden warmwasserliebende südliche Arten hinzukommen.
     Die Autoren des Arctic Climate Impact Assessment gehen ebenfalls davon aus, dass eine regionale Erwärmung um 1–3 °C die Bedingungen für einige ökonomisch bedeutende Fischpopulationen wie z. B. Atlantischer Kabeljau oder Hering verbessern wird, da der Rückgang des Meereises sowohl die Primär- und Sekundärproduktion steigern als auch die Verbreitung dieser Arten nach Norden ermöglichen wird (ACIA, 2005).
     Regimeübergänge mit deutlicher Veränderung der Artenzusammensetzung (Kap. 2.2.1) werden vom ACIA zwar nicht ausgeschlossen, aber die Anpassung der Fischereiwirtschaft an die neuen Bedingungen wird als wenig aufwändig erachtet. Insgesamt kommt das ACIA (2005) zu dem Schluss, dass die Art und Effektivität des Fischereimanagements – vor allem die Verhinderung der Überfischung durch die Anwendung des Vorsorgeprinzips – deutlich größeren Einfluss auf die Produktion in der Arktis haben wird als ein für das 21. Jahrhundert prognostizierter moderater regionaler Klimawandel von 1–3 °C. Demzufolge werden auch kaum signifikante ökonomische oder soziale Auswirkungen auf nationaler Ebene erwartet, selbst wenn einzelne arktische Regionen, die stark von der Fischerei abhängig sind, deutlich beeinflusst werden können.
     Diese Einschätzung verändert sich im Falle erheblicher regionaler Klimaänderungen (>3 °C). Während die Autoren des ACIA (2005) in einigen arktischen Seegebieten negative Konsequenzen für die Fischerei für möglich halten, wagen sie aufgrund eines mangelnden Verständnisses der ökosystemaren Zusammenhänge für die Mehrzahl der arktischen Regionen keinerlei Prognosen. Obwohl die arktischen Gewässer vergleichsweise gut untersucht sind, gibt es derzeit kein verlässliches, an Klimaszenarien gekoppeltes Ökosystemmodell. Daher muss die Einschätzung der ökosystemaren Wirkungen spekulativ bleiben. Um die offenen Fragen beantworten zu können, ist in der Forschung ein stärker ökosystembasierter Ansatz zu verfolgen. Verbesserte numerische ökologische Modelle auf Grundlage eines integrierten Umweltmonitorings sind hierfür ein wichtiger Ansatz (Skjoldal und Sætre, 2004; Kap. 2.7).

2.3.3     Globale Prognosen der Auswirkungen auf die Fischerei

Die FAO, die als UN-Sonderorganisation auch für Fischerei zuständig ist, nennt den künftigen anthropogenen Klimawandel als ein Beispiel für Unsicherheiten, die einen Vorsorgeansatz für das Fischereimanagement rechtfertigen (FAO, 2000). Im Lagebericht zur Fischerei 2002 weist die FAO in einem eigenen Kapitel auf die Bedeutung der natürlichen Langzeitvariabilität des Klimas für die Entwicklung der Fischbestände hin. Sie stellt darüber hinaus fest, dass eine globale Erwärmung deutliche – positive oder negative – Auswirkungen auf einige, wenn nicht sogar die meisten kommerziellen Fischbestände haben könnte (FAO, 2002). Dabei dürften durch Überfischung drastisch reduzierte Bestände anfälliger für Klimaänderungen sein als nachhaltig genutzte (FAO, 2004). Dennoch beruhen die Langzeitprojektionen der FAO bis heute u. a. auf der Annahme, dass sich die Umweltbedingungen, so auch das Klima, nicht wesentlich ändern.
     Der IPCC (2001b) weist auf die zunehmend anerkannte Beziehung zwischen natürlicher Klimavariabilität und der Dynamik von Fischbeständen hin und zieht die Schlussfolgerung, dass die globale Erwärmung diese Zusammenhänge komplizieren und das Fischereimanagement schwieriger machen wird. Der Klimawandel hat also das Potenzial, im Verlauf der nächsten Jahrzehnte ein bedeutender Faktor für das Management mariner Ressourcen zu werden, wobei die Wirkungen je nach Region und Ökosystemcharakteristik sehr weit streuen werden (IPCC, 2001b).
     Auch die Autoren des Millennium Ecosystem Assessment warnen vor den Folgen des Klimawandels, ohne allerdings eine genaue Analyse vorzunehmen. Sie bezeichnen das derzeitige Wissen über die Wirkungen des Klimawandels auf Meeresökosysteme als unzureichend. Sie weisen insbesondere darauf hin, dass die Reaktion der Fischbestände auf Umwelteinflüsse nicht zuletzt von ihrer Populationsgröße abhängt. Gesunde Bestände mit großer Produktion von Fischlarven können sich besser an Populationsverschiebungen und Veränderungen der Ökosystemstrukturen anpassen. Dementsprechend reagieren durch Überfischung stark verkleinerte Bestände gegenüber Umwelteinflüssen wie z. B. dem Klimawandel besonders empfindlich (MA, 2005b), weil der für die Reproduktion erforderliche minimale Bestand leichter unterschritten wird.
     Trotz der unbefriedigenden wissenschaftlichen Datenlage lassen sich einige allgemeine Empfehlungen für das Management mariner Ökosysteme und das Fischereimanagement ableiten, die in Kapitel 2.6 erläutert werden.

2.4     Schwerpunkt: Klima und Korallenriffe

Tropische Korallenriffe gelten als das artenreichste marine Biotop, nicht so sehr wegen des Artenreichtums der riffbildenden Korallen selbst (beschrieben sind über 835 Arten), sondern wegen der biologischen Vielfalt der Organismen, die auf und von Korallenriffen leben, mit geschätzten 0,5–2 Mio. Arten (Reaka-Kudla, 1997). Korallenriffe liefern wichtige Produkte wie Fische oder Baumaterial (Blöcke aus Korallenkalk). Sie bieten Schutz vor Tsunamis und Küstenerosion und sind gleichzeitig aufgrund ihrer ästhetischen und kulturellen Werte z. B. für den Tourismus eine wichtige Einnahmequelle. Obwohl Korallenriffe nur 1,2 % der Fläche der globalen Kontinentalschelfe bedecken, wird geschätzt, dass über 100 Mio. Menschen wirtschaftlich von Korallenriffen abhängen (Hoegh-Guldberg, 2005). Der Statusbericht der weltweiten Korallenriffe (Wilkinson, 2004) gibt seit den 1950er Jahren Auskunft über ihre Entwicklung und eine besorgniserregende Einschätzung der zukünftigen Trends:

– 20 % aller Korallenriffe sind zerstört und zeigen keine unmittelbare Aussicht auf Erholung,
– 24 % aller Korallenriffe stehen durch menschlichen Druck vor dem unmittelbaren Kollaps,
– weitere 26 % sind längerfristig gefährdet.

Die Veränderungen der vergangenen 20–50 Jahre werden als "Korallenriffkrise" bezeichnet, weil die Anpassungsfähigkeit von Korallen und den mit ihnen vergesellschafteten Tieren und Pflanzen an die veränderten Umweltbedingungen weltweit überschritten wird (Hoegh-Guldberg, 1999; Pandolfi et al., 2003). Der Druck durch menschliche Aktivitäten entsteht lokal zum einen durch schlechte Praktiken des Landmanagements, wodurch Sedimente, Nährstoffe und Schadstoffe freigesetzt und ins Meer gespült werden, die dann die Riffe schädigen. Zum anderen reduzieren Überfischung und vor allem die Fischerei mit destruktiven Methoden (Dynamit, Zyanid, schwere Fischereigeschirre) die Populationen von Schlüsselarten im Riff, wodurch die Funktion des Ökosystems geschädigt und die Produktivität gesenkt wird. Nach einer Schädigung sind dann z. B. Makroalgen im Wachstum gegenüber Korallen bevorteilt, weil der Fraßdruck durch Fische sinkt, die sich von diesen Algen ernährten und die selektiv gefangen wurden.
     Neben den genannten lokalen Stressoren gewinnen zwei Folgen der globalen Klimaänderung für den Zustand der Korallenriffe zunehmend an Gewicht und sollen daher in diesem Kapitel näher untersucht werden: der Anstieg der Meerwassertemperatur und die Versauerung des Meerwassers. Beide Faktoren tragen einzeln und wohl auch synergistisch zusammen mit den lokalen anthropogenen Stressoren zur Zerstörung der Korallenriffe bei.
Erst in den vergangenen Dekaden wurden Korallenriffe auch in den tiefen, lichtlosen Kaltwasserzonen in so gut wie allen Weltmeeren entdeckt (Freiwald et al., 2004). Ihre Ökosysteme und deren hohe Gefährdung vor allem durch Schleppnetzfischerei werden momentan erforscht. Ob auch sie durch Auswirkungen des Klimawandels wie Temperaturänderung und veränderte Verfügbarkeit von Kalziumkarbonat bedroht werden, ist ungeklärt.

2.4.1     Auswirkungen der Erwärmung auf Korallen

Korallenriffe dominieren tropische Küsten in den Breiten zwischen 25 °N und 25 °S, was einem Temperaturbereich des Meerwassers von 18–30 °C entspricht (Veron, 1986). Zusammen mit der Atmosphäre haben sich in den vergangenen Jahrzehnten auch die Oberflächenschichten des Meeres erwärmt (Kap. 2.1.1). In sieben tropischen Regionen mit Korallenvorkommen wurde im 20. Jahrhundert eine Erwärmung von 0,7–1,7 °C gemessen (Hoegh-Guldberg, 1999).
     Seit 1979 wird mit zunehmender Häufigkeit und geografischer Ausdehnung ein neues Phänomen beschrieben, die Korallenbleiche. Sie bezeichnet den Verlust einzelliger Algen, die mit den Korallen in Symbiose leben. Gerät eine Koralle in eine Stresssituation, die in der Natur wie im Labor durch hohe oder niedrige Temperaturen, intensives Licht, Veränderungen im Salzgehalt und andere physikalische, chemische und mikrobielle Stressoren hervorgerufen werden kann, werden die Algen aus dem Korallengewebe ausgestoßen. Das lebende Gewebe der Korallen ist ohne Algenzellen durchsichtig, so dass das weißliche Kalkskelett durchscheint – daher der Begriff Korallenbleiche. Dieses Phänomen ist teilweise reversibel, weil Algenzellen wieder in das Körpergewebe aufgenommen werden können. Bei längerem Andauern der Korallenbleiche sterben die Korallen jedoch ab.
     Massenhaft auftretende Korallenbleichen werden erst seit Beginn der 1980er Jahre in der wissenschaftlichen Literatur beschrieben. Starke, zunehmend weltweit auftretende Ereignisse korrelieren mit hoher Oberflächentemperatur des Meerwassers und mit Störungen, die mit einen El-Niño-Ereignis (El Niño/Southern Oscillation, ENSO) verbunden sind. Das mit weitem Abstand stärkste Ereignis trat 1997/1998 auf, in dessen Folge weltweit 16 % aller tropischen Korallen starben. Regional lagen die Werte darüber, beispielsweise bei 46 % im westlichen Indischen Ozean (Wilkinson, 2004).
     Die Höhe und Dauer der Temperaturanomalie sind wichtige Größen für die Vorhersage von Korallenbleichen. Als Indikator wurden die "Degree Heating Weeks" (DHW) entwickelt, die den thermischen Stress über 12 Wochen akkumulieren. 1 DHW entspricht 1 Woche mit einer Temperatur von 1 °C über dem Sommermaximum in den vergangenen 12 Wochen. Die US-amerikanische National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) betreibt dafür ein Frühwarnsystem. Die Analyse der Messreihen zeigt, dass 8 DHW in 99 % aller Fälle zu einer Korallenbleiche führten. Korallenbleichen können heute mit über 90 %iger Wahrscheinlichkeit einige Wochen vor Auftreten des Ereignisses vorausgesagt werden (Strong et al., 2000). Die weltweite Fläche der Korallenriffe, die von DHW >4 betroffen sind, steigt kontinuierlich an (Wilkinson, 2004). Modellrechnungen auf der Basis von IPCC-Szenarien zeigen: 2030–2050 könnten Ereignisse wie im Ausnahmejahr 1998 jährlich auftreten und korallendominierte Ökosysteme somit der Vergangenheit angehören (Hoegh-Guldberg, 2005). Donner et al. (2005) kommen durch die Verknüpfung der Daten des NOAA-Frühwarnsystems mit globalen Zirkulationsmodellen zu ähnlichen Prognosen. Demnach würden bei der großen Mehrheit aller Korallenriffe in 30–50 Jahren alle ein bis zwei Jahre Korallenbleichen auftreten, sollten sich die Korallen nicht in ihrer Temperaturtoleranz um 0,2–1 °C pro Dekade anpassen.
     Wichtig ist die Beobachtung, dass der Schwellenwert der Meerwassertemperatur für das Auslösen einer Korallenbleiche an vielen Standorten nur 1–2 °C über dem Maximum der Sommertemperatur liegt. Tropische Korallen leben also nahe der Höchsttemperatur, bei der sie noch existieren können (Hoegh-Guldberg, 1999). Unter der Prämisse, dass die oberflächennahen Meerwassertemperaturen weiter steigen werden, stellt sich die Frage, wie Korallen auf diese Temperaturerhöhung reagieren könnten. Hughes et al. (2003) beschreiben mögliche Reaktionen: Eher unwahrscheinlich ist danach ein konstanter Schwellenwert für alle Korallenarten, vielmehr variieren die Schwellenwerte je nach Korallenart, Meerestiefe und Ort in einer gewissen Bandbreite. Am realistischsten scheint ein Modell zu sein, in dem sich die unterschiedlichen Schwellenwerte für das Absterben der Korallen mit der Zeit durch Akklimatisierung und Evolution verändern. Symbiontische Algen, die in unterschiedlichen Genotypen auftreten, sind beispielsweise an unterschiedliche Temperaturobergrenzen angepasst. Nach einer Korallenbleiche könnten wärmetolerantere Algenstämme in das Korallengewebe aufgenommen werden, einen besseren Schutz gegen künftige Temperaturspitzen bieten und somit eine begrenzte Anpassung an den Klimawandel ermöglichen (Baker et al., 2004; Rowan, 2004). Hoegh-Guldberg (2005) äußert allerdings die Sorge, dass die evolutionäre Anpassung von Korallen und Algen nicht mit der raschen Umweltveränderung Schritt halten könnte, die sich in nur wenigen Jahrzehnten vollzieht.
     Korallenriffe könnten auf erhöhte Meerwassertemperaturen auch mit einer Verschiebung der Verbreitung oder des Artenspektrums reagieren. Eine Verschiebung des Verbreitungsgebiets polwärts wird aber allenfalls nur wenige Grad geografischer Breite betragen können, weil sowohl das Licht (für die Photosynthese der symbiontischen Algen) als auch die Aragonitübersättigung (für die Kalzifizierung) begrenzende Parameter sind (Buddemeier et al., 2004).

2.4.2     Auswirkungen der Versauerung auf Korallen

Die Versauerung des Meeres durch die Hydrolyse von CO2 im Meerwasser (Kap. 4.1) beeinflusst die Karbonatchemie und betrifft damit auch die Korallen, die Skelette aus Kalziumkarbonat erzeugen (Orr et al., 2005). Dabei ist die Kalkbildung (Kalzifizierung) nicht nur Grundlage für das Wachstum der Korallenriffe, sie wirkt auch dem Prozess der Erosion der Riffe entgegen. Durch die CO2-bedingte Drosselung der Kalkbildungsrate wird die Ausbreitung der Korallenriffe in kühlere Meeresgebiete behindert, so dass nach aktuellen Perspektiven sowohl erhöhte Temperaturen als auch erhöhte CO2-Gehalte die Verbreitungsgebiete heutiger Korallenriffe drastisch einschränken werden (Hoegh-Guldberg, 2005).
     In Laborexperimenten, welche eine verdoppelte CO2-Konzentration in der Atmosphäre simulierten, sank die Kalkbildungsrate bei Korallen um 11–37 % (Gattuso et al., 1999). Modellrechnungen von Kleypas et al. (1999) bestätigen diese Ergebnisse. Danach ist die Kalkbildung heute bereits um 6–11 % gegenüber vorindustriellen Werten gefallen. Bei einer CO2-Verdopplung wird mit einer weiteren Verringerung um 8–17 % gegenüber den heutigen Werten gerechnet. Eine verringerte Kalzifizierung bedeutet ein langsameres Wachstum des Korallenskeletts und damit eine verringerte Konkurrenzfähigkeit um Raum im Korallenriff. Außerdem entstehen Skelette mit geringerer Dichte, die zu höherer Bruchgefahr und Anfälligkeit gegenüber Erosion führen.
     Die Kalzifizierungsrate wird neben der CO2-Konzentration auch durch die Wassertemperatur beeinflusst. Erhöhte Meerwassertemperaturen könnten zu höherer Stoffwechselaktivität und verstärkter Photosyntheseleistung der symbiontischen Algen führen und damit auch zu höherer Kalkbildung bei Korallen (Lough und Barnes, 2000). McNeil et al. (2004) schließen aus In-situ-Untersuchungen und Modellrechnungen, dass die Kalzifizierungsraten der Korallen im Jahr 2100 trotz abnehmender Aragonitsättigung aufgrund der Meereserwärmung sogar um 35 % über den vorindustriellen Raten liegen könnten, vorausgesetzt es findet eine Anpassung der Korallen an höhere Meerwassertemperaturen statt. Diese Thesen sind wissenschaftlich umstritten (Kleypas et al., 2005). Um langfristig die Kalzifizierung zu steigern, müsste der Temperaturanstieg des Meerwassers unterhalb der thermischen Toleranzgrenze der Korallen bleiben. Die zentrale Frage bleibt also auch hier, ob sich die tropischen Korallen und ihre symbiontischen Algen in ihrer Temperaturtoleranz genetisch schnell genug an die steigenden Meerwassertemperaturen anpassen können. Die möglicherweise erhöhte Kalzifizierung bliebe dann ohne Bedeutung, wenn die Korallen an Hitzestress eingingen.

2.4.3     Maßnahmen zum Schutz von Korallen

Aufgrund der Spezialisierung der tropischen Korallenriffe auf ein enges Spektrum an Temperatur, Aragonitübersättigung und hoher Lichteinstrahlung stellt der Klimawandel neben den lokalen anthropogenen Stressoren eine große Bedrohung für sie dar. Zunehmende Korallenbleichen unterstreichen die Notwendigkeit, klimapolitische Maßnahmen energisch umzusetzen. Auch die gesündesten Riffe sind gegen diese Auswirkungen nicht gefeit, wie der Statusbericht der Korallenriffe zeigt (Wilkinson, 2004). Es wurde aber festgestellt, dass „gesunde“, in unberührten Gegenden gelegene Riffe bei Korallenbleichen die größte Überlebenschance besaßen. Es ist also sinnvoll, die Resilienz von Korallengemeinschaften durch Schutz zu stärken.
Dafür wird die Einrichtung von Meeresschutzgebieten (Marine Protected Areas, MPA) als besonders wirkungsvoll angesehen, möglichst in ihrer weitgehendsten Form als No-take Areas, die für die Fischerei geschlossen sind (Hughes et al., 2003; Bellwood et al., 2004; Kap. 2.6.2). Der Fokus auf Schutzgebiete darf aber nicht zur Vernachlässigung des Managements der verbleibenden, viel größeren Riffflächen führen, die nicht unter Schutz stehen. Auf regionaler Ebene müssen die kritischen funktionellen Gruppen (Vergesellschaftung bestimmter, regional oft verschiedener Arten, die das Ökosystem aufrecht erhalten) geschützt werden, sonst verliert das Gebiet an Widerstandskraft.

2.6     Handlungsempfehlungen: Management mariner Ökosysteme verbessern

Der anthropogene Klimawandel hat das Potenzial, künftig erhebliche zusätzliche Belastungen für die marinen Ökosysteme zu verursachen (Kap. 2.2–2.4). Ebenso können Auswirkungen auf die kommerzielle Fischerei nicht ausgeschlossen werden, zumal bereits die natürliche Klimavariabilität eine große Rolle bei der Fluktuation der Fischbestände spielt. Die anthropogenen Temperaturänderungen sind im Begriff, in einigen Regionen die bisher durch natürliche Variabilität erreichten Höchstwerte zu übersteigen (z. B. in der Arktis: ACIA, 2005). Global aggregierte Vorhersagen über die Auswirkungen des Klimawandels auf Meeresökosysteme sind beim derzeitigen Stand des Wissens aber kaum möglich. Da keine vergleichbaren historischen Messdaten oder Erfahrungswerte aus der Vergangenheit verfügbar sind, würden Prognosen zu Spekulationen.
     Die Vermeidung des Klimawandels, vor allem eine erhebliche Reduktion der Emissionen von Treibhausgasen (WBGU, 2003b; Schellnhuber et al., 2006), ist eine unabdingbare Voraussetzung für die Begrenzung zusätzlicher Belastungen für die Meeresökosysteme. Eine Vermeidungsoption, die das Meer direkt betrifft, ist die CO2-Speicherung im Meeresboden (Kap. 5). Wegen der geophysi-kalischen Verzögerungseffekte des Klimasystems werden aber selbst bei engagierter Emissionsminderung Anpassungsmaßnahmen unumgänglich sein. Daher soll die Anpassung an den Klimawandel im Folgenden im Vordergrund stehen, wobei der WBGU hier den Schwerpunkt auf Fischereimanagement und Meeresschutzgebiete legt. Anpassungsmaßnahmen sind auch aus anderen Gründen sinnvoll, denn der Klimawandel ist nur einer von vielen menschlichen Einflüssen, die Meeresökosysteme degradieren (Überfischung, Zerstörung und Verschmutzung mariner Ökosysteme, Einführung nicht heimischer Arten u. a.; GESAMP, 2001; UNEP, 2002). Schon bei getrennter Betrachtung ist jeder einzelne dieser Faktoren eine erhebliche Herausforderung für die internationale Gemeinschaft.
     Es sind vor allem die Kopplung und synergistische Wirkung der verschiedenen Einflussfaktoren, die zusätzliche Aufmerksamkeit erfordern (Brander, 2005). Ein Korallenriff, das durch Raubfischerei mit Gift oder Dynamit vorgeschädigt ist, wird auf eine ungewöhnlich starke Hitzeperiode besonders empfindlich reagieren (Kap. 3.3; Wilkinson, 2004). Der durch Überfischung stark reduzierte Bestand einer Fischart wird sich viel langsamer regenerieren, wenn die Küstenökosysteme, die als "Kinderstube" dienen, durch Infrastrukturmaßnahmen oder Verschmutzung stark belastet sind oder wenn eine Erwärmung zusätzlichen Stress ausübt. Die Liste der Beispiele ließe sich leicht verlängern (Übersicht in Brander, 2005). Daraus wird ersichtlich, dass eine integrierte Betrachtung der unterschiedlichen Faktoren eine wichtige Voraussetzung für erfolgreiches Management mariner Ökosysteme ist. So wird es in den nächsten Jahren um so mehr darauf ankommen, die gegenwärtige Überfischung und auch die anderen destruktiven anthropogenen Faktoren gleichzeitig einzudämmen, damit der Klimawandel auf marine Ökosysteme mit ausreichender Resilienz trifft (Brander, 2005).
     Aus diesen Gründen ist der von der Biodiversitätskonvention entwickelte und auf dem Weltgipfel für Nachhaltige Entwicklung (WSSD) bestätigte ökosystemare Ansatz für Erhaltung und nachhaltige Nutzung der Ökosysteme und ihrer lebenden Ressourcen von großer Bedeutung (z. B. OSPAR, 2003). Für die Umsetzung müssen Forschung und Monitoring zu marinen Ökosystemen und Ozeanregimen verbessert und dieses Wissen in die Beurteilung und das Management der kommerziell interessanten Fischarten einbezogen werden (FAO, 2003; Kap. 2.7). Das derzeitige Wissen über die überaus komplexen Zusammenhänge zwischen Klima, physikochemischen Meeresbedingungen, marinen Ökosystemen und Fischerei reicht nicht aus, um verlässliche Prognosen über die Reaktion der marinen Systeme auf Klimaveränderungen abzugeben (ACIA, 2005; Kap. 2.7). Dennoch darf das unzureichende Wissen nicht als Grund für die Verzögerung von Schutz- oder Managementmaßnahmen dienen, sondern es muss gemäß des Vorsorgeprinzips auch unter Unsicherheit gehandelt werden. Dieses Vorsorgeprinzip ist bereits in der multilateralen Fischereipolitik verankert, z. B. im UN-Abkommen über wandernde Fischbestände.

2.6.1     Fischereimanagement

Für die nationalen und internationalen Institutionen ist es eine Herausforderung, mit der komplexen Gemengelage aus vielfältigen anthropogenen Einflüssen umzugehen, wie sie derzeit die Fischerei kennzeichnen, daraus Entscheidungen für nachhaltiges Management abzuleiten und diese nicht zuletzt auch vor Ort durchzusetzen. Bis heute kann die Situation nicht zufrieden stellen: Die seit Jahrzehnten bekannten und auf Weltkonferenzen wiederholten Aufforderungen zu einem nachhaltigen Umgang mit den Fischbeständen haben insgesamt gesehen (und mit wichtigen regionalen Ausnahmen) kaum zu einer Verbesserung der Situation geführt (Kap. 2.3). Die Hälfte der Fischbestände sind maximal ausgenutzt, ein Viertel als Folge von Überfischung bereits kollabiert (FAO, 2004). Illegale bzw. unregulierte Fischerei auf Hoher See ist trotz internationaler Bemühungen immer noch ein ungelöstes Problem (FAO, 2001). Diese bereits sehr schwierige Situation wird in Zukunft durch den Klimawandel verschärft. Zudem wurden durch neue Techniken die Grenzen des Machbaren in der Fischerei immer weiter hinausgeschoben, etwa durch das Auffinden von Fisch über stark verbesserte Sensorik und die Erreichbarkeit auch großer Tiefen und spezieller Bestände durch moderne Fangmethoden. Es gibt heute kaum noch einen Lebensraum im Meer, der für Fischereiaktivitäten unzugänglich ist.
     Aus diesen Gründen ist Management der Fischgründe auf Grundlage des ökosystemaren Ansatzes und des Vorsorgeprinzips dringend geboten, um die Resilienz der Ökosysteme zu erhalten (Scheffer et al., 2001; Pikitch et al., 2004). Das Abkommen zu Erhaltung und Bewirtschaftung von wandernden Fischbeständen im Bereich der Hohen See basiert auf der Anwendung des Vorsorgeprinzips. Auch in den Konzepten der FAO (z. B. beim Code of Conduct for Responsible Fisheries; FAO, 1995) spielen Vorsorgeprinzip und Ökosystemschutz seit langem eine tragende Rolle. Die Meeresschutzstrategie der EU nennt den ökosystembasierten Ansatz als ein Schlüsselelement (EU-Kommission, 2005), klammert aber dennoch die Fischereipolitik aus der Strategie aus. Zudem bleiben die vorgesehenen verbindlichen Vorgaben sehr vage, so dass die Effektivität der Strategie voraussichtlich weitgehend von der Umsetzung der Mitgliedsstaaten abhängen wird.
     Die breite Durchsetzung nachhaltiger Fischereibewirtschaftung ist seit langem überfällig (Fujita et al., 2004). Die wissenschaftlichen und konzeptionellen Grundlagen liegen vor und wurden auf internationaler politischer Ebene wiederholt bekräftigt. Auch die rechtlichen Regelungen auf nationaler bzw. regionaler Ebene sind vielfach bereits ausreichend. So hat z. B. in der Europäischen Union die gemeinsame Fischereipolitik einen umweltpolitisch durchaus akzeptablen rechtlichen Rahmen erhalten. Es fehlt aber nach wie vor an der konsequenten Umsetzung, vor allem der Einhaltung der vom ICES wissenschaftlich empfohlenen Fangquoten sowie am raschen Abbau der Überkapazitäten (SRU, 2004). Es kann in diesem Kapitel nicht darum gehen, die ganze Problematik des weltweiten Fischereimanagements und seiner Unzulänglichkeiten zu behandeln. Es sollen vielmehr Empfehlungen abgeleitet oder bereits vorhandene bestärkt werden, die sich aus dem zusätzlichen Problem des Klimawandels und seiner Wirkungen auf die Fischerei ergeben.

• Der Paradigmenwechsel weg von der öffentlich finanzierten Überfischung (SRU, 2004) hin zu einer nachhaltigen Fischereiwirtschaft ist überfällig. Dazu sollten die Bemühungen zur Lösung der Hauptprobleme der marinen Fischerei, namentlich die Überkapazität der Fangflotten, destruktive Fischereipraktiken, exzessiver Beifang, überhöhte Fangquoten, illegale bzw. unregulierte Fischerei auf Hoher See, Habitatzerstörung in Küstenökosystemen und Verschmutzung und Förderung der Kennzeichnung nachhaltiger Meeresprodukte (Labelling) dringend verstärkt werden. Die Umsetzung der auf dem Weltgipfel für nachhaltige Entwicklung (WSSD) beschlossenen Ziele ist dafür eine wesentliche Messlatte.
• Der Abbau von Subventionen im Fischereisektor ist ein wirksames Mittel, um die Überfischung zu verlangsamen und langfristig zu stoppen. Schätzungen der weltweiten Fischereisubventionen gehen von jährlich 15–30 Mrd. US-$ aus (Milazzo, 1998; Virdin und Schorr, 2001). Diese Subventionen sollten zurückgeführt werden, um damit die Anreize zur Übernutzung der Meere zu reduzieren. Gleichzeitig würden öffentliche Mittel freigesetzt, die u. a. auch in den Meeresschutz investiert werden können.
• Die jüngsten Anstrengungen im Rahmen der WTO zur Rückführung der Fischereisubventionen werden vom WGBU begrüßt. Dies gilt vor allem für Subventionen in den OECD-Ländern und insbesondere in der EU (SRU, 2004). Negative soziale und ökologische Auswirkungen eines Subventionsabbaus, die sich aus der Suche nach neuen Formen der Einkommenserzielung oder alternativen Naturnutzungen besonders in Entwicklungsländern ergeben können, sind zu prüfen und gegebenenfalls zu berücksichtigen. Ein zügiger und konsequenter Wechsel in der internationalen Subventionspolitik darf sich hierdurch aber nicht verzögern.
• Aufgrund der komplexen Interaktion vieler anthropogener und natürlicher Faktoren ist der von der Biodiversitätskonvention entwickelte und auf dem WSSD bestätigte integrierte ökosystemare Ansatz für Erhaltung und nachhaltige Nutzung der Meere und ihrer lebenden Ressourcen von großer Bedeutung. Zum einen muss das Monitoring von Ozeanregimen und Ökosystemparametern (z. B. Indikatorarten) verbessert und zum anderen dieses Wissen über den Ökosystemzustand in die Beurteilung und das Management der kommerziell interessanten Fischbestände einbezogen werden (FAO, 2003).
• Der Vorsorgeansatz sollte konsequent zur Grundlage des Fischereimanagements werden. Insbesondere bei der Prognose der Bestandsentwicklung und der daraus abgeleiteten Berechnung der Fangquoten sollten Sicherheitsmargen berücksichtigt werden, die selbst im Falle eines durch Klimawandel verursachten Regimeübergangs gewährleisten, dass der für die Reproduktion erforderliche minimale Bestand nicht unterschritten wird und eine gesunde Alterstruktur der Population erhalten bleibt (King, 2005). Das Fischereimanagement muss in die Lage versetzt werden, auf einen Regimeübergang rechtzeitig mit angepassten Strategien zu reagieren (Polovina, 2005). Ein Beispiel für einen solchen Anpassungsbedarf ist die Kabeljaufischerei in der Nordsee (Kap. 2.3.1).
• Für das kurzfristige Management (1–5 Jahre) wird der vom Menschen verursachte Klimawandel zwar relativ geringe Auswirkungen haben, die interannuelle Variabilität und das Auftreten von Klimaereignissen wie dem El Niño können aber sehr große Effekte auslösen (Barber, 2001). Die Erfassung und Prognose dieser Faktoren ist eine wichtige Forschungsaufgabe.
• Die Rolle des künftigen Klimas wird derzeit bei der Entwicklung mittelfristiger Managementstrategien (5–25 Jahre) meist ignoriert, weil sie entweder als vernachlässigbar angesehen oder für nicht vorhersagbar gehalten wird. Da in diesem Zeitraum der Klimawandel die Bestandsrekrutierung und -verteilung bereits erheblich beeinflussen kann, wird es notwendig werden, diese Effekte in das Fischereimanagement einzubeziehen. Die Wirkungen von Klimavariabilität und -ereignissen auf Fischbestände können derzeit lediglich im Nachhinein analysiert werden. Angesichts des bereits sichtbaren Klimawandels sollte künftig Prognosekapazität aufgebaut und in Form von Risikoanalysen berücksichtigt werden. Dies gilt insbesondere für empfindliche Populationen am Rande ihres Verbreitungsgebiets.
• Bei der Weiterentwicklung der Modelle, die als Grundlage für Quotenfestlegungen dienen, sollte der Weg von der Analyse und Modellierung einzelner, kommerziell interessanter Fischpopulationen hin zu ökosystembasierten Modellen führen, die auch die dynamischen Interaktionen zwischen Klima, Ozean und marinen Ökosystemen berücksichtigen (Pikitch et al., 2004). Statische Konzepte, die auf der Annahme unveränderter Umweltbedingungen beruhen, werden zunehmend zweifelhaft.
• Bei terrestrischen Ökosystemen ist die Aufteilung in Gebiete mit unterschiedlicher Nutzungsintensität eine seit langem etablierte Verfahrensweise zur Lösung von Nutzungskonflikten (WBGU, 2000). Auch für den Ozean wird die Zonierung im Rahmen mariner Raumplanungssysteme zunehmend als nützliches Instrument für nachhaltiges, ökosystembasiertes Fischereimanagement erkannt (Pauly et al., 2002; SRU, 2004; Pikitch et al., 2004; Boersma et al., 2004). Meeresschutzgebiete spielen als Bestandteil dieser marinen Raumplanung eine besondere Rolle, da sie im Konzert mit den anderen Maßnahmen ein wichtiges Instrument für die Umsetzung des ökosystemaren Ansatzes sind. Die Empfehlungen hierzu werden in Kapitel 2.6.2 eingehend behandelt.

2.6.2     Meeresschutzgebiete

2.6.2.1     Definition und Motivation

Klimawandel, Versauerung und Meeresspiegelanstieg werden auf die marine Umwelt erhebliche Wirkungen ausüben (Kap. 2.2–2.4). Dabei treffen diese „neuen“ anthropogenen Faktoren auf Meeresökosysteme, die durch Überfischung, Verschmutzung, invasive Arten und andere Einwirkungen durch den Menschen in vielen Regionen bereits erheblich geschwächt sind. Die Empfehlungen für ein verbessertes Fischereimanagement wurden in Kapitel 2.6.1 vorgestellt. Hier soll es um Meeresschutzgebiete (Marine Protected Areas, MPA) gehen, die – wie ihre Pendants an Land – zu den wichtigsten Instrumenten des Ökosystemschutzes zählen (IUCN, 1994; Kelleher, 1999; Murray et al., 1999).
     Die IUCN definiert ein Meeresschutzgebiet als: "Gebiet innerhalb oder unterhalb des Gezeitenbereichs, einschließlich seiner darüberliegenden Wassersäule und der dazugehörigen Flora, Fauna sowie historischen und kulturellen Werte, das gesetzlich oder durch andere wirksame Mittel in seiner Gesamtheit oder in Teilen geschützt wird" (eigene Übersetzung nach IUCN, 1988).
     MPA spielen im Meeresschutz eine besondere Rolle, da sie eines der direkten und am einfachsten anwendbaren Instrumente für den ökosystemaren Ansatz sind (Royal Commission on Environmental Pollution, 2004). Sie können zwar weder den Klimawandel oder die Versauerung aufhalten, noch die Einwanderung nicht heimischer Arten verhindern oder weitwandernde Arten vollständig schützen. Aber sie sind ein wichtiges Instrument, um einerseits die Resilienz und Anpassungsfähigkeit der Ökosysteme zu verbessern und andererseits anthropogene Faktoren wie Überfischung oder Habitatzerstörung in ihren Grenzen durch Management oder Verbote einzudämmen (z. B. Mumby et al., 2006). So sind MPA z. B. die wichtigsten Instrumente beim Umgang mit Korallenbleichen, da hierdurch zwar nicht die eigentliche Ursache bekämpft, aber die allgemeine Widerstandsfähigkeit der Riffe erhöht werden kann (Grimsditch und Salm, 2005). Die wissenschaftlichen Erkenntnisse über den Zusammenhang zwischen Resilienz und anthropogenem Einfluss sowie biologischer Vielfalt müssen allerdings noch verbessert werden (Kap. 2.7). Für den Küstenschutz sind naturnahe Ökosysteme ebenfalls von Bedeutung: Beispielsweise konnte der asiatische Tsunami vom 26. Dezember 2004 an den Stellen, wo die Mangroven bzw. Korallen zerstört worden waren, viel weiter ins Land vordringen als andernorts (Danielsen et al., 2005; Fernando und McCulley, 2005). Geschützte Küstenökosysteme sind daher auch ein wichtiges Element von Anpassungsstrategien gegenüber dem Klimawandel (Kap. 3.4.1).
     Zusätzlich zum Ökosystemschutz können MPA auch als Instrument des Fischereimanagements für die Erhaltung kommerzieller Fischbestände von Nutzen sein, z. B. wenn das traditionelle Management versagt und Überfischung ausgelöst hat, oder um gegen künftige derartige Fehler abzusichern (Bohnsack, 1998; Pauly, et al., 2002; Gell und Roberts, 2003). Selbst bestandserhaltende Fischerei kann eine Reihe negativer Effekte für marine Ökosysteme haben, was sich durch die Einrichtung von MPA mildern lässt (Palumbi, 2003). Auch können MPA Fischarten, die nicht unter Monitoring oder Management stehen, aber dennoch gefangen werden, einen Rückzugsraum geben. Küstenökosysteme und Ästuare sind zudem wichtig, um Kinderstuben vieler Fischarten gegen Klimavariabilität zu schützen (Attrill und Power, 2002). MPA sollten im Zusammenhang mit den traditionellen Instrumenten des Fischereimanagements gesehen werden, u. a. da durch die Einrichtung eines großflächigen Netzwerks von MPA die Quotenfestlegungen betroffen sein können, wenn sich Fischereiaktivitäten auf die Gebiete außerhalb der MPA beschränken müssen (Hilborn, 2003).
     Auch im marinen Bereich gibt es eine abgestufte Reihe von Schutzkategorien. Sie reicht von totalem Schutz (marine Reservate mit dem Verbot extraktiver Nutzung) bis zu Gebieten, die vornehmlich der Aufrecht-erhaltung der nachhaltigen Nutzung mariner Ressourcen oder ihrer traditionellen Nutzung dienen (IUCN, 1994). Eine besondere Ausprägung der MPA sind Gebiete, die für die Fischerei geschlossen sind (No-take Areas). Häufig sind unterschiedliche Schutzkategorien angrenzend angeordnet, mit Kernzonen unter Totalschutz und Randzonen mit geringeren Nutzungsbeschränkungen (Agardy et al., 2003). Die Effektivität von Meeresschutzgebieten kann verbessert werden, wenn sie in den Rahmen eines Schutzgebietssystems gestellt werden, der ökologische Repräsentativität und Vernetzung sicherstellen soll.
     Auch wenn es noch Unstimmigkeiten über das optimale Design und Management von Meeresschutzgebieten gibt (NRC, 2001), besteht doch weitgehend Konsens darüber, dass adaptives Management, die Verknüpfung einzelner MPA zu Schutzgebietssystemen, Partizipation bzw. Komanagement sowie eine integrierte Betrachtung der Beziehungen zwischen MPA und der intensiver genutzten Flächen außerhalb wichtige Punkte bei Gestaltung und Management von MPA sind.

2.6.2.2     Internationale politische Zielsetzungen

Wegen dieses doppelten Nutzens von Meeresschutzgebieten für den Ökosystemschutz einerseits und als Instrument für das Fischereimanagement andererseits (Lubchenko et al., 2003) schlägt der WBGU als Leitplanke vor, 20–30 % des Meeres als ein vernetztes System von MPA auszuweisen (Kap. 2.5.1). Der derzeitige Anteil der geschützten Fläche liegt nur bei weniger als
1 % der marinen Habitate. Der Nachholbedarf ist also sehr groß und hat erst in jüngster Zeit zu einer Vielzahl politischer Zielsetzungen geführt:

• Auf dem WSSD hat sich die Weltgemeinschaft zum Ziel gesetzt, bis 2012 ein ökologisch repräsentatives und gut geführtes Netzwerk von Meeresschutzgebieten einzurichten (WSSD, 2002).
• Der World Parks Congress hat diese Zielsetzung 2003 bestätigt und durch die Empfehlung konkretisiert, mindestens 20–30 % jedes marinen Habitats steng zu schützen (WPC, 2003a).
• Die Biodiversitätskonvention hat im Rahmen seines Arbeitsprogramms für Schutzgebiete das WSSD-Ziel für MPA aufgegriffen, wenn auch ohne konkrete Flächenangabe (CBD, 2004a).
• Ein regionales Beispiel ist die OSPAR/HELCOM-Konvention, die sich ebenfalls zum Ziel gesetzt hat, bis 2010 ein gut geführtes und ökologisch kohärentes marines Schutzgebietssystem zu schaffen (OSPAR, 2003).

• Die Biodiversitätskonvention – deren Zielsetzungen sich auch auf die marinen Ökosysteme erstrecken – sieht Schutzgebiete als Maßnahme für die In-situ-Erhaltung vor (Art. 8 Bst. a).
• Das Seerechtsübereinkommen (UNCLOS) erwähnt besondere Schutzgebiete explizit lediglich in folgendem Zusammenhang: Art. 211 Abs. 6 ermöglicht im Zusammenhang mit Maßnahmen gegen die Verschmutzung des Meeres durch die Schifffahrt eine Verschärfung des Schutzes durch die Bezeichnung besonderer Schutzgebiete. Der Küstenstaat, der von dieser Bestimmung Gebrauch machen will, kann gegenüber der zuständigen Internationalen Seeschifffahrtsorganisation (International Maritime Organization, IMO) ein Gebiet innerhalb seiner ausschließlichen Wirtschaftszone bezeichnen und beantragen, die IMO möge die besondere Schutzbedürftigkeit des Gebiets bestätigen. Dies kann mit den ozeanographischen und ökologischen Verhältnissen dieses Gebiets begründet werden, mit dessen Nutzung oder dem Schutz der Ressourcen. Die besonderen Maßnahmen beschränken sich unter dieser Bestimmung allerdings auf solche zur Verhütung der Verschmutzung durch Schiffe.
• Weiter finden sich in verschiedenen Abkommen aus dem Bereich des völkerrechtlichen Meeresschutzes Begriffe bzw. Konzepte, die eine ähnliche Zielsetzung wie MPA verfolgen. So ermöglicht das Übereinkommen zur Verhütung der Meeresverschmutzung durch Schiffe (MARPOL-Konvention) die Einrichtung von "Particularly Sensitive Sea Areas" (PSSA); hier ist der Zweck der Schutzgebiete der Schutz vor Verschmutzung durch Schiffe in besonders fragilen, entsprechend auszuweisenden Gebieten. Weitere Beispiele sind das Übereinkommen über den Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks (OSPAR-Übereinkommen) sowie das Mittelmeerübereinkommen, die jeweils einen spezifischen Anhang (OSPAR) bzw. ein besonderes Protokoll (Mittelmeerübereinkommen) zur Einrichtung von "Specially Protected Areas" enthalten. Die IMO hat in einer Resolution (A.885 (21)) Verfahren für die Einrichtung von PSSA benannt (Hohmann, 2001).
Die Voraussetzungen für die Einrichtung von Schutzgebieten sind je nach Meereszone unterschiedlich. Die vom Völkerrecht gezogenen Grenzen hängen also primär davon ab, in welcher Meereszone im konkreten Fall ein Schutzgebiet ausgewiesen werden soll (Kasten 2.6-1; Proelß, 2004).
• Bei inneren Gewässern und dem Küstenmeer kann der Küstenstaat grundsätzlich frei über die Einrichtung von MPA entscheiden. Eine gewisse Relativierung ist hier nur in Bezug auf Beschränkungen der Schifffahrt zu beachten (Kasten
2.6-1).
• Vergleichbar ist die Rechtslage im Bereich der ausschließlichen Wirtschaftszone (Exclusive Economic Zone, EEZ). Die UNCLOS erkennt dem Küstenstaat in dieser Meereszone einzelne Souveränitätsrechte zu, welche sich auf die Nutzung und den Schutz der lebenden und nicht lebenden natürlichen Ressourcen der betreffenden Meereszone mitsamt des dazugehörigen Meeresbodens und dessen Untergrunds beziehen. In Bezug auf die Errichtung von MPA bedeutet dies, dass der Küstenstaat insofern frei ist, als damit eine Beschränkung der Nutzung der natürlichen Ressourcen angestrebt wird. Allerdings darf die Einrichtung von MPA in dieser Zone u. a. die friedliche Durchfahrt fremder Schiffe nicht beeinträchtigen (Kasten 2.6-1).
• Auf Hoher See schließlich ist die Einrichtung von MPA nicht grundsätzlich ausgeschlossen (Proelß, 2004), bringt aber rechtliche Probleme mit sich, (Platzöder, 2001; Warner, 2001), die in Kapitel 2.6.2.4 erörtert werden
• Im Gegensatz zu regional begrenzten Abkommen (z. B. OSPAR-Übereinkommen, Übereinkommen über den Schutz der Meeresumwelt des Ostseegebiets – Helsinki-Übereinkommen, Mittelmeerübereinkommen) gibt es derzeit kein globales völkerrechtliches Instrument, das die Einrichtung von grenzüber-schreitenden MPA besonders fördert bzw. die Staaten hierzu verpflichtet.

Kasten 2.6-1 Ordnung der Meereszonen im Völkerrecht Das Seerechtsübereinkommen der Vereinten Nationen (UNCLOS) gibt die völkerrechtlichen Grundsätze vor, welche für die Abgrenzung der Meereszonen gelten, was auch für die Einrichtung von MPA relevant ist. Kurz zusammengefasst sieht die Ordnung der Meereszonen folgendermaßen aus (Abb. 2.6-1): • Hohe See: Als „Hohe See“ sind gemäß Art. 86 und 89 UNCLOS jene Meeresgebiete zu verstehen, die frei von staatlicher Souveränität und Hoheitsgewalt sind und insofern einen „Raum unter internationaler Verwaltung“ bilden. Es gilt hier der Grundsatz der Freiheit der Hohen See. Letztere umfasst im Wesentlichen die Freiheit der Schifffahrt, des Überflugs, der Verlegung unterseeischer Kabel und Rohrleitungen, der Errichtung künstlicher Inseln und anderer Anlagen, der Fischerei sowie der wissenschaftlichen Forschung. Diese Freiheiten gelten für alle Staaten, auch Binnenländer. Im Bereich der Hohen See sind demnach einzelne Staaten in keiner Weise befugt, in eigener Regie irgendwelche Nutzungsbeschränkungen mit Geltung für andere Staaten festzulegen. Auch internationale Vereinbarungen zwischen einzelnen Staaten können immer nur die betreffenden Staaten selbst binden, nicht aber Drittstaaten. Von der Hohen See sind jene Bereiche des Meeres abzugrenzen, die abgestuften territorialen Hoheitsrechten der Küstenstaaten unterliegen. Entsprechende Meereszonen mit unterschiedlichen küstenstaatlichen Hoheitsrechten sind gemäß Art. 86 UNCLOS: • Ausschließliche Wirtschaftszone (Exclusive Economic Zone, EEZ): Hier beginnt – in Abgrenzung zur Hohen See – die Möglichkeit des Küstenstaats, Hoheitsrechte auszuüben, die sich aus territorialen Ansprüchen ergeben. Die entsprechenden Souveränitätsrechte sind allerdings insofern eingeschränkt, als sie sich lediglich auf die Nutzung und den Schutz der lebenden und nicht lebenden natürlichen Ressourcen der betreffenden Meereszone mitsamt des dazugehörigen Meeresbodens und dessen Untergrunds beziehen. • Festlandsockel: Auch dieser Begriff bezieht sich auf die Ausbeutbarkeit von natürlichen Ressourcen, hier allerdings spezifisch des küstennahen Meeresbodens und des Meeresuntergrunds. So übt der Küstenstaat zufolge Art. 77 Abs. 1 und 2 UNCLOS über den Festlandsockel in ausschließlicher Weise souveräne Rechte zum Zweck der Erforschung und der Ausbeutung der natürlichen Ressourcen aus. Der für die Nutzung des Festlandsockels geltende Ressourcenbegriff ist allerdings im Vergleich zur ausschließlichen Wirtschaftszone eingeschränkt (nicht lebende Ressourcen des Meeresbodens und dessen Untergrunds sowie „unbewegliche“ Lebewesen). • Küstenmeer: Hier beschränken sich die besonderen Rechte des Küstenstaats nicht mehr nur auf die Nutzung der Meeresressourcen, sondern kommen einer eigentlichen territorialen Souveränität gleich. • Binnengewässer: Hier erreichen die Souveränitäts- und Hoheitsrechte des Küstenstaats ihre weitestgehende Ausdehnung. Diese Meereszone bildet einen Bestandteil des Staatsgebiets. Abbildung 2.6-1 Ordnung der Meereszonen nach dem Seerechtsübereinkommen der Vereinten Nationen (UNCLOS). Nautische Meile = NM = Seemeile (1 NM = 1,852 km). Quelle: Gorina-Ysern et al., 2004

2.6.2.4     Meeresschutzgebiete auf Hoher See

Die rechtlichen Rahmenbedingungen für die Einrichtung von Meeresschutz-gebieten auf Hoher See weisen erhebliche Mängel auf (CBD, 2005a). Die regionalen (bereichsübergreifenden) seerechtlichen Übereinkommen betreffen lediglich sehr begrenzte Teile der Meeresgebiete außerhalb nationaler Hoheitszonen, so dass weite Bereiche der Weltmeere nicht abgedeckt sind. Zudem beschränken sich bestehende regionale Regime zum Fischerei-management auf bestimmte befischte Arten, etwa Thunfisch, während nicht intensiv befischte Arten ausgeblendet sind; auch ist der ökosystemare Ansatz in diesen Regimen nur mangelhaft entwickelt.
     Laut Seerechtsübereinkommen gilt der völkerrechtlich zwingende (d. h. nicht grundsätzlich einschränkbare) Grundsatz der Schifffahrtsfreiheit (Art. 87 UNCLOS). Die Einrichtung von MPA auf Hoher See, die den Schiffsverkehr unterbinden oder begrenzen sollen, fällt damit außer Betracht. Zudem können Staaten Vereinbarungen über die Einrichtung von MPA auf Hoher See nicht zu Lasten unbeteiligter Drittstaaten abschließen. Eine entsprechende Verpflichtungsvereinbarung unter jenen Staaten, die in einer bestimmten Region die hauptsächlichen Nutzer der Hohen See sind, hat somit keine bindende Wirkung für Drittstaaten. Zur sogenannten Freiheit der Hohen See gehört u. a. weiter das grundsätzliche Recht eines jeden Staats, auf Hoher See die Meeresressourcen zu nutzen (z. B. Fischfang). Im Gegensatz zur Schifffahrtsfreiheit gilt dieser Anspruch jedoch nicht uneingeschränkt, und entsprechend gibt es bereits eine Anzahl internationaler Konventionen, welche die Nutzung lebender Meeresressourcen insbesondere in Bezug auf bestimmte Arten auch auf Hoher See Regeln unterwerfen. Beispiele sind das Verbot der Befischung anadromer Arten (Fische, die im Süßwasser laichen und im Meerwasser leben, z. B. der Lachs) auf Hoher See gemäß Art. 66 Abs. 3 Bst. a UNCLOS oder die Walschutzgebiete im Rahmen des Übereinkommens zur Regelung des Walfangs (Gerber et al., 2005).
     Aufgrund drängender Probleme, etwa der zunehmenden Zerstörung empfindlicher unterseeischer Strukturen mit besonders hoher biologischer Vielfalt durch Fischereiaktivitäten (z. B. „seamounts“ oder Kaltwasserkorallen-riffe; UNGA, 2004; CBD, 2004b) und dem Ausmaß illegaler bzw. unregulierter Fischerei (FAO, 2001), ist es notwendig, dass Lösungen für den Meeresschutz auf Hoher See schnell gefunden und umgesetzt werden. Angesichts des deutlichen Willens der internationalen Gemeinschaft, Meeresschutzgebiete als Instrument intensiver zu nutzen, besteht konkreter Handlungsbedarf, MPA auf Hoher See völkerrechtlich besser zu verankern. Folgende konkrete Anforderungen sind an ein zu entwickelndes Regime zu Schutzgebieten auf Hoher See zu stellen (CBD, 2005a):

• Über den artenspezifischen oder regionalen Ansatz hinaus muss eine integrierte Vorgehensweise erreicht werden, welche auch auf Hoher See eine großräumige Vernetzung des Schutzes mariner Ökosysteme ermöglicht. Dabei sollte es einen offenen Zugang zu den Meeresschutzgebieten auf Hoher See für Forschungzwecke geben, sofern dies nicht dem Schutzzweck zuwider läuft.
• Angesichts des Problems der illegalen bzw. unregulierten Befischung der Hohen See – das mangels territorialer hoheitlicher Durchsetzungsgewalt in dieser Meereszone nicht von Einzelstaaten angegangen werden kann – sind Mechanismen zur Durchsetzung allfälliger Schutzpflichten auf Hoher See ins Auge zu fassen (Platzöder, 2001; Warner, 2001).
• Angesichts der Notwendigkeit großräumiger Vernetzung ist darauf hinzuwirken, dass die Einrichtung von MPA auf Hoher See – anders als bisher im Rahmen der jeweiligen spezifischen Konventionen geschehen – koordiniert erfolgt (CBD, 2005b).

2.6.2.5     Verhandlungsprozesse

Auf globaler Ebene wird derzeit vor allem in zwei parallelen politischen Prozessen über MPA verhandelt:

• In der Biodiversitätskonvention stehen in einer Arbeitsgruppe zu Schutzgebieten auch die MPA auf der Tagesordnung, was Schutzgebiete außerhalb der nationalen Hoheitsgebiete mit einschließt. Die Versuche, konkrete Gebiete auf der Hohen See zu vereinbaren, die für MPA geeignet sind, bzw. eine konkrete Zielsetzung, 5–10 MPA auf Hoher See bis 2008 auszuweisen, scheiterten bisher allerdings am Widerstand weniger Fischereinationen (z. B. Island, Norwegen, Neuseeland).
• 2004 wurde eine informelle Arbeitsgruppe der Generalversammlung der Vereinten Nationen gegründet (UNGA, 2004), die ein breites Mandat bezüglich der Erhaltung biologischer Vielfalt außerhalb der nationalen Hoheitsgebiete hat und im Februar 2006 erstmals getagt hat. Obwohl die Positionen der Ländergruppen zu MPA auf Hoher See noch weit auseinander liegen, wird von vielen Staaten Handlungsbedarf angesichts der völkerrechtlichen Lücke gesehen.

2.6.2.6     Handlungsempfehlungen für Meeresschutzgebiete

Bei aller Bedeutung der Meeresschutzgebiete darf der Meeresnaturschutz dennoch nicht auf dieses Instrument reduziert werden. Die Einhaltung der ökologischen Leitplanke (20–30 % der Meeresökosystemfläche unter Schutz; Kap. 2.5) ist zwar für den Schutz der Meeresumwelt unabdingbar, aber auch die Flächen außerhalb der MPA müssen auf Basis des ökosystemaren Ansatzes nachhaltig bewirtschaftet werden. Eine besonders wichtige Voraussetzung für den Erfolg von MPA ist die dringend gebotene Durchsetzung einer nachhaltigen Fischereiwirtschaft (Kap. 2.6.1). Eine andere Voraussetzung ist die Einhaltung der Klimaschutz- und der Versauerungsleitplanke (Kasten 7-1), ohne die auch ein ausgezeichnetes Schutzgebietssystem den Großteil seiner Wirkung einbüßt. Zudem reicht es nicht aus, MPA zu planen, auszuweisen und sinnvoll untereinander zu vernetzen, sie müssen auch gut geführt und angemessen finanziell ausgestattet sein. Nur so besteht eine Chance, auch für die Meeresökosysteme das internationale Ziel einzuhalten, die Verlustrate der biologischen Vielfalt bis 2010 signifikant zu verringern.

Internationale Ziele umsetzen

• Die Wachstumsrate der MPA-Fläche ist mit 3–5 % pro Jahr derzeit viel zu niedrig, um bei einem derzeitigen Stand von unter 1 % die international vereinbarten Ziele rechtzeitig erreichen zu können (Wood et al., 2005). Hier müssen die Anstrengungen deutlich verstärkt werden.
• Die MPA sollten groß genug und untereinander in Schutzgebietssystemen vernetzt sein, eine Zonierung unterschiedlicher Nutzungsformen und -intensitäten beinhalten und in ein integriertes Management der umliegenden Schelf- und Küstengebiete eingebunden sein. Zudem sollten sie als flexible und lernfähige Instrumente konzipiert werden, da der Klimawandel zu einer Neugestaltung zwingen kann, wenn sich Ökosystemprozesse ändern bzw. verlagern (Soto, 2002). Die Verbesserung der wissenschaftlichen Grundlagen sollten dabei parallel zum aktuellen Management erfolgen. Adaptive Managementstrategien und Flexibilität angesichts schwer zu prognostizierender lokaler Wirkungen des Klimawandels sind entscheidend.
• Im Küstenmeer und in den EEZ können die Staaten ohne völkerrechtliche Probleme bereits beginnen, die internationalen Ziele umzusetzen. Sowohl die EU-Habitat- als auch die Vogelschutz-Richtlinie sind in der EEZ voll anwendbar. In Deutschland ist dies auch bereits geschehen: Im Rahmen von NATURA 2000 wurden ca. 30 % des deutschen Meeresanteils an der EEZ als Schutzgebiete bei der EU-Kommission in Brüssel gemeldet. Allerdings ist eine Einschränkung der Fischerei bisher nicht ohne weiteres möglich, da hier die Kompetenzen der EU greifen. MPA sollten als Instrument der nachhaltigen Fischereiwirtschaft wirksamer genutzt werden, etwa durch dauerhafte oder zeitweilige Beschränkungen der Fischerei in Schutzzgebieten (SRU, 2004).
• Besonders in Entwicklungsländern besteht großer Nachholbedarf. Es gibt dort nicht nur zu wenige MPA, darüber hinaus sind die ausgewiesenen Schutzgebiete vielfach nur „Papierparks“, in denen ein effektiver Schutz nicht durchgesetzt wird oder werden kann. Die Entwicklungszusammenarbeit sollte daher einen Schwerpunkt auf die Einrichtung und Betreuung von MPA setzen. Dabei sollten sowohl Schutzgebietsspezialisten als auch Fischereivertreter zusammenarbeiten und die lokale Bevölkerung bei Planung und Management mit einbezogen werden.

Finanzierung sicherstellen

Aus dem Unterschied zwischen der Leitplanke für Meeresökosystemschutz (20–30 % der Fläche) und dem derzeitigen Schutzstatus (weniger als 1 % der Fläche; Kap. 2.5.2) ergibt sich ein erheblicher zusätzlicher Finanzierungsbedarf. Balmford et al. (2004) kommen zu dem Ergebnis, dass ein Flächenschutz in dieser Größenordnung mit jährlichen Kosten von 5–19 Mrd. US-$ verbunden ist. Dies schließt einmalige Implementierungskosten und laufende Kosten ein. Indirekte Kosten, die z. B. Fischereiunternehmen durch den Nutzungsausschluss entstehen, sind in diesen Zahlen allerdings nicht enthalten.

• Der WBGU sieht die Verantwortung für ein kostendeckendes Management von Meeresschutzgebieten bei den nationalen Regierungen und der internationalen Gebergemeinschaft. Bisher gelang es häufig nicht, Finanzmittel im ausreichenden und dauerhaften Maße bereitzustellen: Die Zahlungen von öffentlichen Geldgebern sind oft gering und unterliegen konkurrierenden Verwendungen. Dies gilt auch für internationale Transferzahlungen wie sie durch die Globale Umweltfazilität (GEF) oder durch Geber im Rahmen der bilateralen Entwicklungszusammenarbeit geleistet werden (OECD, 2002; GEF, 2005a). Die öffentlichen Geldgeber sind aufgefordert, zusätzliche Anstrengungen für eine ausreichende und nachhaltige Mittelbereitstellung zu unternehmen. Einen ergänzenden Beitrag können Instrumente wie Nutzungsentgelte oder die Förderung privater Spendentätigkeit für Schutzmaßnahmen leisten (Emerton, 1999; Morling, 2004).

Hochseeschutzgebiete: Völkerrechtliche Lücken schließen

Die laufenden politischen Verhandlungsprozesse zur Entwicklung eines Instruments zu Einrichtung und Management von Schutzgebieten auf der Hohen See sind zu begrüßen und sollten von der Bundesregierung mit Nachdruck unterstützt werden. Grundlage hierfür ist die UNCLOS. Auch wenn dessen Schwerpunkt auf den Regeln zur Nutzung und weniger auf dem Schutz und der Bewahrung von Meeresressourcen liegt, setzt es letztlich auch den rechtlichen Rahmen für den Schutz der Meeresumwelt (Platzöder, 2001). Seine grundlegende Änderung stellt keine politische Option dar, aber eine moderate Ergänzung des Seerechts scheint politisch wie auch rechtlich machbar, wobei folgende Optionen in Frage kommen:

• Im Vordergrund steht die Entwicklung eines multilateralen Abkommens über die Einrichtung von Schutzgebieten und entsprechenden Systemen auf Hoher See, das – als Zusatzprotokoll oder ergänzende Konvention – an die UNCLOS angebunden ist. Für diese Vorgehensweise besteht bereits das Beispiel des an die UNCLOS angebundenen Abkommens über die Erhaltung und Bewirtschaftung gebietsübergreifender Fischbestände und Bestände weit wandernder Fische, welches hauptsächlich die Nutzung der betreffenden Fischarten außerhalb nationaler Hoheitszonen betrifft.
• Die genannten Überwachungs- und Koordinationsaufgaben würden sinnvollerweise dem gleichen, noch zu schaffenden internationalen Regime anvertraut. Rechtlich wäre der Mechanismus primär im erwähnten seerechtlichen Abkommen festzuschreiben. In die richtige Richtung geht hier der Vorschlag zur Einrichtung einer Global Oceans Commission, der anlässlich des ersten internationalen Kongresses zu Meeresschutzgebieten vom Oktober 2005 in Geelong (Australien) gemacht wurde.
• Auch die Biodiversitätskonvention (CBD) sollte entsprechend ergänzt bzw. ausgebaut werden, wobei allerdings Überschneidungen zu vermeiden sind. Die CBD hat im Bereich des Schutzes biologischer Vielfalt ein erhebliches Maß an fachlicher Kompetenz aufgebaut, so dass sie – etwa durch fachliche Zuarbeit – in die UNCLOS-Verhandlungsprozesse eingebunden werden sollte. Zugleich sollten Funktion und Kompetenzen des neuen Regimes von der CBD explizit anerkannt werden. Dazu sollten die relevanten CBD-Verhandlungsprozesse gestärkt werden mit dem Ziel, der CBD eine vorrangige Bedeutung bei der inhaltlichen Ausgestaltung der MPA auf Hoher See zu sichern, z. B. bei den Kriterien für ihre Auswahl oder bei den Instrumenten. Zur Unterstützung grenzübergreifender Schutzbemühungen sollte geprüft werden, ob auf Grundlage der Ergebnisse der laufenden Arbeitsgruppe mittelfristig die Entwicklung eines Schutzgebieteprotokolls zur CBD sinnvoll ist. Dies sollte die gesamte Palette der Schutzgebiete umfassen und sich nicht auf MPA beschränken.
• Die informelle Arbeitsgruppe der Generalversammlung der Vereinten Nationen über marine biologische Vielfalt außerhalb der nationalen Hoheitsgebiete hat einen ersten Schritt getan, die völkerrechtliche Lücke bei MPA auf Hoher See zu schließen. Die Bundesregierung sollte bei der nächsten UN-Generalversammlung darauf dringen, diese gute Grundlage zu nutzen, um die Fortführung des Verhandlungsprozesses sicherzustellen.

2.7 Forschungsempfehlungen

Forschung zu Klimafaktoren

• Verhalten von Meereis: Die Möglichkeiten des Monitorings insbesondere von Veränderungen der Dicke des arktischen Meereises sind noch ungenügend, und die Modelle zur Simulation des Meereises müssen weiter entwickelt werden, damit die künftige Entwicklung des Eises besser abgeschätzt werden kann.
• Verhalten von Kontinentaleis: Die Zukunft des grönländischen Eisschildes wird wahrscheinlich für die künftige Entwicklung der Meeresströme im Atlantik entscheidend sein. Es muss insbesondere die Fähigkeit erheblich verbessert werden, die Dynamik von Kontinentaleismassen zu modellieren.
• Stabilität der Atlantikzirkulation und Risiko von Strömungsänderungen: Klimamodelle divergieren noch erheblich in ihren Aussagen zur künftigen Stabilität der Meeresströmungen. Die Gründe liegen zum Teil in ungenügend verstandenen internen ozeanischen Prozessen (etwa der Vermischung) als auch in schwer quantifizierbaren Wechselwirkungen mit anderen Klimakomponenten (z. B. Süßwasserbudget des Nordatlantik). Sowohl durch Beobachtungen als auch weitere Anstrengungen bei der Modellierung können hier die Unsicherheiten verringert werden.

Forschung zu marinen Ökosystemen, Fischerei und Meeresschutzgebieten

• Monitoring: Vor allem bei der Nährstoffsituation und beim Plankton (insbesondere Zooplankton) sind Beobachtungsdaten über große Meeresgebiete und Zeiträume von erheblicher Bedeutung. Da sie u. a. wichtige Inputs für die Modellierung mariner Ökosysteme liefern, sollten entsprechende Monitoringvorhaben (z. B. mit dem Continuous Plankton Recorder) unterstützt werden.
• Systemverständnis: Über Struktur und Dynamik mariner Ökosysteme ist zu wenig bekannt, um die Wirkungen des Klimawandels zuverlässig einzuschätzen. Die Bedeutung von Temperatureffekten auf die Primärproduktion, die Auswirkungen des Rückgangs des Meereises oder die Entkopplung trophischer Ebenen durch unterschiedliche Reaktionen von Arten auf den Klimawandel (z. B. Wanderung, Anpassung) sind Beispiele hierfür. Es sollten vermehrt ökosystembasierte Forschungsansätze verwendet werden, um das Verständnis der Zusammenhänge zwischen anthropogener Störung, biologischer Vielfalt und Resilienz mariner Ökosystemen zu verbessern und in neue Ökosystemmodelle einfließen zu lassen. Die internationalen Forschungsprojekte GLOBEC und das neue IMBER haben hierzu detaillierte Themenkataloge erarbeitet (GLOBEC, 1999; IMBER, 2005). Diese interdisziplinären Forschungsansätze sollten seitens der nationalen Forschungsförderung verstärkt voran getrieben werden.
• Modellierung mariner Ökosysteme: Um die Auswirkungen veränderter Klimafaktoren (Temperatur, Wind- und Strömungsmuster usw.) auf marine Ökosysteme besser zu verstehen, muss das Wissen über die verschiedenen Ökosystemkomponenten in verbesserte Ökosystemmodelle integriert und mit aktuellen Klima/Ozeanmodellen gekoppelt werden.
• Verbesserung der Grundlagen des Fischereimanagements: Zur Umsetzung des ökosystemaren Ansatzes im Fischereimanagement sollte die Entwicklung der Modelle von der Betrachtung einzelner Fischarten und der Annahme konstanter Umweltbedingungen hin zur umfassenderen Ökosystemmodellierung gehen. Hierzu sollten auch qualitative Modelle unter Einbezug des Expertenwissens über dynamische Systemprozesse genutzt werden (Kropp et al., 2005). Besonderes Augenmerk verdient die Dynamik von Fischpopulationen bei natürlicher Klimavariabilität und anthropogenem Klimawandel sowie die sozioökonomischen Folgen und mögliche Anpassungsmaßnahmen.
• Design und Management von Meeresschutzgebieten: Die theoretische Basis des Designs von Meeresschutzgebieten sollte vom Studium einzelner Arten hin zu Multispezies- und Ökosystemansätzen entwickelt werden. Insbesondere ist die Verknüpfung von MPA untereinander und mit nachhaltigen Nutzungskonzepten der umliegenden Küsten- und Meeresgebiete von Bedeutung. Die Gestaltung von MPA angesichts des Klimawandels und des Potenzials zur Anpassung birgt viele offene Fragen. Im Sinne des adaptiven Managements müssen Forschungs- und Monitoringaspekte bei Design und Management von MPA besser berücksichtigt werden. Die Grundlagen zu Definition von Leitplanken bzw. Flächenzielen sollte verbessert werden, insbesondere des Flächenanteils, der streng geschützt werden sollte (No-take Areas). Außerdem gibt es Bedarf an verstärkter Begleitforschung zu partizipativen Ansätzen (z. B. „community-based management“) und Nutzung traditionellen Wissens sowie zum Einbezug von Managementerfahrungen der lokalen Bevölkerung.