8-1 Management gebietsheimischer Arten

Es sind keine Tierarten bekannt, die regelmäßig ausgebracht werden und auf die Art konkurrierend bzw. verdrängend wirken. Jagdliche Praktiken wie die Anlage von Wildäckern können eine Beeinträchtigung darstellen, wenn am Rand der Lichtung keine Jung-Eschen toleriert werden (Pretscher 2000c:447).

8-1 Management gebietsheimischer Arten

Bei einer Untersuchung der Eiablage- und Futterstrategien von Euphydryas maturna in Norditalien und Bayern (Dolek et al. 2013:360) konnten die Autor*innen zeigen, dass die eigentlich polyphage Art mit 24 nachgewiesenen Raupenfutterpflanzen in Bayern fast ausschließlich an Fraxinus excelsior (Gemeiner Esche) vorkommt. Insgesamt wurden 766 Gelege und Jungraupengespinste vor der Überwinterung untersucht. 99,6 % der Funde stammen von F. excelsior. Ansonsten wurden lediglich zwei Gelege an Ligustrum vulgare (Liguster) und eines an Viburnum opulus (Gemeiner Schneeball) gefunden. Die Eier wurden hauptsächlich auf einer Höhe zwischen 1,4 m und 2,45 m nachgewiesen. Es konnten keine Gelege auf sehr jungen Eschen gefunden werden.
"Egg-laying on F. excelsior occurred from 0.8 m to 8 m above the ground (later observations up to 15 m), but most batches were located between 1.4 and 2.45 m (2nd + 3rd quartile of total data, data sampled for n = 343). Young (very small; approximately less than 1 m) F. excelsior trees occurred at our site in large numbers, but were never used for egg-laying."
Insgesamt wurden junge Bäume eindeutig bevorzugt, allerdings erst, sobald sie eine gewisse Höher erreicht hatten.

8-1 Management gebietsheimischer Arten

Lindman et al. (2018:102) untersuchten die Futterpflanzen- und Habitatpräferenzen von Euphydryas maturna in Estland. Diese Art ist grundsätzlich polyphag, nutzt regional allerdings nur eine oder wenige Pflanzenarten. In Laborexperimenten konnten Fraxinus excelsior, Viburnum opulus und Melampyrum pratense als Eiablage- und Futterpflanzen nachgewiesen werden. Die schlechteste Entwicklung zeigten Raupen auf M. pratense. In Freilanduntersuchungen konnte die Häufigkeit von Fraxinus excelsior als der entscheidende Faktor für das Vorkommen von E. maturna ermittelt werden. Im Gegensatz dazu hatten die Bestände von M. pratensis keinen Einfluss. Die Autor*innen vermuten daher, dass F. excelsior in der Natur die wichtigste und möglicherweise auch einzige Futterquelle der Raupen darstellt.

8-1 Management gebietsheimischer Arten

Lindman et al. (2018:102) untersuchten die Futterpflanzen- und Habitatpräferenzen von Euphydryas maturna in Estland. Neben der Esche als Raupenfutterpflanze erwies sich auch das Vorkommen von Doldenblütlern, welche dem adulten Schmetterling als Nahrung dienen, als wichtiger Faktor für das Auftreten des Falters.

8-1 Management gebietsheimischer Arten

Die Raupe von Euphydryas maturna gilt als polyphag und und kommt an einer Vielzahl unterschiedlicher Pflanzenarten vor. Allerdings gibt es deutliche regionale Unterschiede. Während in vielen Gegenden Fraxinus excelsior die wichtigste Futterpflanze darstellt, ernähren sich die finnischen Bestände hauptsächlich von Melampyrum pratense (Nieminen, 2015:2f.). Insgesamt wurden bereits 18 Futterpflanzen von E. maturna nachgewiesen: Fagus sylvatica (Europa), Fraxinus angustifolia (Südosteuropa, Ungarn), Fraxinus excelsior (Österreich, Tschechien, Deutschland, Ungarn, Italien, Russland, Schweden), Fraxinus ornus (Südosteuropa), Ligustrum vulgare (Tschechien, Deutschland, Ungarn) Lonicera sp. (Russland), Melampyrum sylvaticum (Finnland), Melampyrum pratense (Finnland), Plantago lanceolata (Russland), Populus alba (Russland), Populus tremula (Europa, Russland), Salix caprea (Europa, Russland), Spiraea sp. (Russland), Syringa vulgaris (Russland, Schweden), Veronica longifolia (Finnland, Russland), Viburnum opulus (Finnland, Deutschland, Schweden), Viola arvensis (Russland) und Viola canina (Russland).

8-1 Management gebietsheimischer Arten

Dolek et al. (2013:364) untersuchten die Eiablage- und Futterstrategien von Euphydryas maturna in Norditalien und Bayern. Da die Weibchen von E. maturna ihre Eier fast ausschließlich auf jungen Esche ablegen, empfehlen die Autor*innen einen regelmäßigen Rückschnitt der Gehölze: "Since females of E. maturna show an oviposition preference for the young ash trees, the cutting of ash should also be better programmed and undertaken at intervals that are more regular. These cuts should be designed to provide space for new plants and re-growth from the stools. A closing ash woodland is far below optimum for E. maturna, which prefers a mosaic situation, including both forest and clearings."
Diese Bedingungen können Beispielsweise durch eine Niederwaldnutzung erreicht werden, wie es im Habitat der bayerischen Population praktiziert wird.

8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten

Das Anpflanzen von gebietsfremden Gehölzen kann sich negativ auswirken, sofern dadurch eine Verjüngung der Eschen verhindert oder die Sukzession beschleunigt wird (s. a. Wirkfaktor 2-3). Konkrete Hinweise für eine Relevanz dieses Faktors liegen nicht vor.

8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten

Ein vertragsbasiertes Schutzprogramm für Wälder soll seit 2005 in Bayern unter anderem das Verschwinden von seltenen Niederwäldern aufhalten. Dolek et al. (2018:82) untersuchten die Auswirkungen dieses Programms und der Niederwaldbewirtschaftung im Allgemeinen auf die seltenen Schmetterlingsarten Euphydryas maturna und Eriogaster catax. Als problematisch erwies sich das, durch den echten Schlauchpilz Hymenoscyphus pseudoalbidus verursachte, Eschentriebsterben, da es sich bei der Esche um die Hauptfutterpflanze von E. maturna handelt. Bisher gibt es keine Behandlung um befallene Bäume zu retten. Problematisch ist, dass mittlerweile von der Pflanzung von Eschen abgeraten wird: "Despite recommendations against ash planting in forestry, because saplings will die in few years due to ash dieback, these trees should be planted to be used as food plant until they wither."
Sollten keine pilzresistenten Eschen entdeckt werden, könnte dies zum Aussterben von E. maturna führen.

8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)

Pestizide bzw. insbesondere Insektizide sind grundsätzlich geeignet, Beeinträchtigungen von Schmetterlingen hervorzurufen, wenn sie in ihre Habitate ausgebracht oder durch Wind verdriftet werden.

Herbizide können ggf. negative Auswirkungen auf wichtige Falter- oder Raupenfutterpflanzen haben und somit indirekt zu Beeinträchtigungen führen.

Konsequenzen des Pestizideinsatzes können - abhängig vom Umfang - die Verringerung der Fortpflanzungsrate bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-)Bestände sein.

Ausführungen zu Wirkungen von Pestiziden auf Schmetterlinge, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise zur Vermeidung finden sich z. B. bei:
Sparks & Parish (1995), Bolz (1995), Longley & Sotherton (1997), Hacker (1997), Snoo et al. (1998), Scriber (2004), Nagy et al. (2015), Gilburn et al. (2015), Mulé et al. (2017), Deutsche Umwelthilfe e.V. (DUH) & Arbeitsgemeinschaft Rheinisch-Westfälischer Lepidopterologen e.V. (2025).

8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)

Eine Beeinträchtigung ist v. a. durch das Ausbringen von Insektiziden zu erwarten. Die Auswirkungen des Dimilin- und Btk-Einsatzes im Steigerwald (1993 und 1994) zur Bekämpfung des Schwammspinners (Lymantria dispar) werden von Bolz (1995) dokumentiert. Nach einem Populationsmaximum der Art 1993 im Untersuchungsgebiet brach im Folgejahr die Population zusammen.

"Vom Maivogel konnte keine einzige Raupe, kein Falter und keine Raupennester mehr festgestellt werden."

"Auf Dimilin-behandelten Flächen ist aufgrund der Persistenz der Wirkung [...] ein weiterer Effekt auf solche Arten zu erwarten, die ihre Eier an alte, bereits im Frühjahr getriebene Blätter heften (z. B. [...] Euphydryas maturna), [...]."

Die Auswirkungen des biologischen Bekämpfungsmittels Btk (Bacillus thuringiensis kurstaki) scheinen geringer, da dieses Mittel nur eine kurze Zeit seine Wirkung beibehält und nicht alle schlüpfenden L1-Raupen betroffen sind. Eine genaue Abgrenzung der Wirkungsweisen von Dimilin und Btk ist im Beispiel Steigerwald nicht möglich. Das Aussparen "biologischer Fenster", die gar nicht bzw. nur mit Btk behandelt werden, hat sich dort als nicht sinnvoll erwiesen. Die Flächen waren dort entweder zu klein oder wurden durch Abtrift des Insektizids, das per Hubschrauber ausgebracht wurde, doch mitbehandelt. Eine Wiederbesiedlung der behandelten Gebiete schließt der Autor wegen der lokalen Vorkommen des Maivogels aus.

8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)

Die negativen Auswirkungen des Dimilin-Einsatzes im Steigerwald wurden auch von Weidemann beobachtet. Der Häutungshemmer Dimilin ist seiner Meinung nach v. a. für die Arten gefährlich, die ältere, harte Blätter befressen. Indirekte Auswirkungen können durch die Abwanderung von Parasitoiden aus behandelten in unbehandelte Flächen hervorgerufen werden.

"Dies führt zu einem verstärkten Befall dort lebender Larven, häufig auch seltener Arten" (Weidemann & Köhler 1996:366).

8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)

Als Gefährdungsursachen für E. maturna wird unter anderem genannt: "Insektizideinsatz (durch die Bekämpfung von Forstschädlingen, z. B. beim Einsatz des Häutungshemmers Dimilin gegen den Schwammspinner, werden die Falter direkt oder indirekt über einen erhöhten Parasitendruck massiv geschädigt)."

8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)

Bei dem erneuten Dimilin-Einsatz im Steigerwald 2005 konnte auf Basis der genauen Kenntnis zur Verbreitung von E. maturna und mittels einer engen Zusammenarbeit mit den Einsatzleitern der Dimilin-Spritzung ein Einsatz des Insektizides in den E. maturna-Vorkommensbereichen verhindert werden. Das nachfolgende Monitoring ergab, dass die Art vom Dimilin-Einsatz nicht beeinträchtigt wurde (Dolek et al. 2005:37).

8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)

I. d. R. erfolgt die Wirkungsbeurteilung durch Überlagerung der vom Projekt entsprechend beeinflussten Flächen mit allen nach den Erhaltungszielen zu bewahrenden bzw. zu entwickelnden (Teil-)Habitaten.

Die betroffenen Habitate bzw. Habitatstrukturen sind hinsichtlich ihrer längerfristigen Entwicklung und der qualitativen Abweichung zu bewerten. Soweit erforderlich, sind unterschiedliche Teilhabitate der Art in der Prognose differenziert zu betrachten. Dabei sind zum einen die absoluten Habitatverluste bzw. -verschlechterungen (m²) sowie die relativen (%) bezogen auf den Gesamtbestand im Gebiet bzw. die funktional zusammengehörenden Habitate der Art zu ermitteln bzw. abzuschätzen.

Darauf aufbauend sind die qualitativen und quantitativen Funktionsverluste für die betroffenen Individuen bzw. (Teil-)Bestände zu beurteilen. Soweit möglich, ist die Prognose durch Vergleich mit standörtlich und strukturell ähnlichen Habitaten bzw. solchen, die bereits entsprechenden Veränderungen unterlagen, abzusichern.

Im jeweiligen Fall können neben dem faktischen Verlust oder der Qualitätsminderung von Habitaten/Habitatstrukturen auch der direkte Verlust von Individuen bzw. eine erhöhte Mortalitäts- und eine verringerte Fortpflanzungsrate eine wesentliche Rolle spielen und sind entsprechend in der Wirkungsprognose zu berücksichtigen.

Im Einzelfall können auch Flächen außerhalb des Gebietes zu berücksichtigen sein, sofern die betroffenen (Teil-)Habitate eine wesentliche funktionale Bedeutung für die im Gebiet vorkommenden Bestände der Art aufweisen.

Etwaige kumulative Wirkungen additiver oder synergistischer Art durch andere Wirkfaktoren des Projekts / Plans oder im Zusammenwirken mit anderen Projekten / Plänen sind zu berücksichtigen.

Im Einzelfall können aus Gründen der Prognosesicherheit auch weitergehende Methoden notwendig werden (z. B. Populationsgefährdungsanalysen, s. Rassmus et al. 2003, Lambrecht et al. 2004).

8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)

Soweit die Art bzw. deren Habitat nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln ist, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder Einbringung von Pestiziden in ein (Teil-)Habitat im Gebiet überschritten.

Im Einzelfall können Veränderungen auch außerhalb des Gebietes relevant sein, sofern die betroffenen (Teil-)Habitate eine wesentliche funktionale Bedeutung für die Bestände der Art im Gebiet aufweisen.

8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)

Nach derzeitigem Bearbeitungsstand liegen keine hinreichenden Informationen zur Bestimmung einer Erheblichkeitsschwelle im Sinne allgemeiner fachlicher Orientierungswerte vor.

8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen

Grundsätzlich kann die Ausbringung bestimmter gentechnisch veränderter Organismen (GVO) auf Schmetterlinge negative Auswirkungen haben (vgl. auch "Vertiefende Ausführungen" unter "Wirkfaktoren").

Wirkungen können in der unmittelbaren oder mittelbaren Schädigung oder Tötung von Tieren resultieren. Dies gilt generell für alle GVO, die schmetterlingsspezifische Bt-Toxine exprimieren (z.B. Cry1Ab der Maissorte MON810).

Das Toxin wird u. a. über den Pollen verbreitet. Die Stärke der Pollendeposition ist dabei von der Entfernung abhängig und wird von der Pflanzenphänologie (abhängig von Sorte und Witterung) maßgeblich bestimmt. Eine verstärkte Pollendeposition ist in Abwindrichtung zu erwarten. Die Abwindrichtung zum Blühzeitpunkt kann jedoch variieren und muss nicht mit dem Tages- oder Wochenmittel übereinstimmen. Aktuelle Untersuchungen im Auftrag des BfN zeigen, dass sich Pollen über einen längeren Zeitraum auf Futterpflanzen von Schmetterlingen ansammeln kann oder aber von Regen abgewaschen wird (vgl. z. B. auch Lang et al. 2005:38 oder Felke & Langenbruch 2005:103). Schmetterlinslarven nehmen Pollen - und somit Bt-Toxin - beim Fraß der Futterpflanze (z. B. der Blätter) auf.

Die Freisetzung von GVO kann ggf. auch zu einer Beeinträchtigung anderer Organismen führen, die für die geschützten Arten von großer Bedeutung sind (z. B. der Wirtsameisen im Falle der verschiedenen Arten von Ameisen-Bläulingen).

Differenzierte Ausführungen und Untersuchungen zur Auswirkung von GVO allgemein bzw. insbesondere von Bt-Mais auf Schmetterlinge, eine Zusammenstellung verschiedener Hinweise, Fakten und Beispiele finden sich z. B. bei:
Hellmich et al. (2001), Obrycki et al. (2001), Sears et al. (2001), Stanely-Horn et al. (2001), Losey et al. (2002), Hllbeck (2002), Birch et al. (2004), Dively et al. (2004), Dolezel (2005), Felke & Langenbruch (2005), Andow & Lövei (2006), Lang & Voijtech (2006), LUA Brandenburg (2005,2007), Lang et al. (2007), Hofmann (2007), Hofmann et al. (2009), Musche et al. (2009), Hofmann et al. (2010), Lang & Otto (2010), Hilbeck et al. (2011), Baudrot et al. (2021), EFSA Panel on Genetically Modified Organisms (2015).

Konsequenzen können - abhängig von Art und Umfang - z. B. Verringerung des Reproduktionserfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-)Populationen sein.

8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen

Für E. maturna konnten bislang noch keine Arbeiten ermittelt werden, welche die Relevanz des Wirkfaktors für diese Art konkret untersucht haben.

8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen

I. d. R. erfolgt die Wirkungsbeurteilung durch Überlagerung der vom Projekt beanspruchten Flächen mit allen nach den Erhaltungszielen zu bewahrenden bzw. zu entwickelnden (Teil-)Habitaten.

Dabei sind zum einen die absoluten Habitatverluste (m²) und zum anderen die relativen Habitatverluste (%) bezogen auf den Gesamtbestand im Gebiet bzw. die funktional zusammengehörenden Habitate der Art zu ermitteln. Darauf aufbauend sind die qualitativen und quantitativen Funktionsverluste für die betroffenen Individuen bzw. (Teil-)Bestände zu beurteilen.

Im Einzelfall können auch Flächen außerhalb des Gebietes zu berücksichtigen sein, sofern die betroffenen (Teil-)Habitate eine wesentliche funktionale Bedeutung für die im Gebiet vorkommenden Bestände der Art aufweisen.

Etwaige kumulative Wirkungen additiver oder synergistischer Art durch andere Wirkfaktoren des Projekts / Plans oder im Zusammenwirken mit anderen Projekten / Plänen sind zu berücksichtigen.

Im Einzelfall können aus Gründen der Prognosesicherheit auch weitergehende Methoden notwendig werden (z. B. Populationsgefährdungsanalysen, s. Rassmus et al. 2003, Lambrecht et al. 2004).

8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen

(Standardisierte) Prognosemethoden zur Bewertung der Freisetzung von GVO in die Umwelt konnten bislang nicht ermittelt werden. Nachfolgend sind jedoch die wesentlichen Grundaspekte zur Ermittlung des Risikos einer Ausbringung von GVO mit Resistenz gegen den Maiszünsler im Hinblick auf Nichtziel-Schmetterlinge dargestellt.

Bei der Prognose kann zunächst allgemein aus dem Vorkommen geschützter Schmetterlingsarten auf potenzielle Beeinträchtigungen geschlossen werden. Larvalhabitate mit hoher Dichte von Larven bzw. reproduzierenden Schmetterlingen sind problematischer als Bereiche mit geringer Bedeutung für Schmetterlinge.

Natura 2000-Gebieten kommt eine besondere Bedeutung für Arten und Lebensgemeinschaften zu. Europäische Schutzgebiete, in denen Schmetterlingsarten nach den Erhaltungszielen geschützt sind, weisen somit immer eine besondere Bedeutung und i. d. R. eine entsprechende vorhabensbezogene Empfindlichkeit aus Sicht des Naturschutzes auf. Schmetterlingsarten können hierbei in einem FFH-Gebiet als Arten des Anhangs II der FFH-Richtlinie unmittelbar oder als charakteristische Arten bestimmter Lebensraumtypen mittelbar durch Erhaltungsziele oder den Schutzzweck geschützt sein.

Grundsätzlich ist zunächst immer die räumliche Entfernung der GVO-Ausbringung zum Schutzgebiet bzw. zu den verschiedenen (Teil-)Habitaten der geschützten Schmetterlingsarten zu ermitteln.

Das jeweilige Projekt ist hinsichtlich seiner spezifischen Wirkintensität bzw. seines Risikopotenzials zu beurteilen. Das projektspezifische Gefährdungspotenzial ergibt sich dabei u. a. aus folgenden relevanten Parametern:
a) Art des GVO und Toxingehalt (einschl. Schwankungsbreite) in den Pollen
b) Toxizität
c) Umfang und Intensität der Freisetzung
d) Mögliche Überschneidung der Larvalstadien der Schmetterlinge mit dem Blühfenster von Mais (grob Juli - Mitte September; vgl. Hofmann et al. 2009)
e) Ausbreitungsfähigkeit / Umweltexposition (z. B. Pollendeposition standardisiert und auf Wirtspflanzen)
f) räumliche Lage / Entfernung zum Schutzgebiet bzw. den Vorkommen der Wirtspflanzenhabitate

Bei der Beurteilung sind ggf. auch bereits in das Projekt integrierte Maßnahmen zur Schadensbegrenzung zu berücksichtigen. Die Wirksamkeit der Maßnahmen muss jedoch wissenschaftlich belegt sein.

8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen

Grundsätzlich ist immer auch die artspezifische Empfindlichkeit der betroffenen Arten zu ermitteln. Direkte Daten für die Empfindlichkeit von geschützten Schmetterlingsarten gegenüber spezifischen Bt-Toxinen dürften jedoch i. d. R. nicht vorliegen. Die Empfindlichkeit muss daher, ggf. unter Berücksichtigung der Empfindlichkeit von anderen Arten und entsprechender Sicherheitsfaktoren, abgeschätzt werden.
Das artspezifische Risiko ergibt sich dabei u. a. aus folgenden relevanten Parametern:

a) Vorkommen (Anzahl, Dichte, Frequenz) im betroffenen Raum
b) Nahrungsspektrum
c) Empfindlichkeit gegen aufnehmbare Stoffe des GVO
d) etwaige Attraktionswirkung des Projekts auf die Art (z. B. durch Nahrungsangebot)
e) Flugverhalten sowie Mobilität und Aktionsräume der Art
f) ggf. auch Unterschiede der Gefährdung verschiedener Stadien (Falter, Larve, Raupe, Ei; bislang wurden für Bt-Toxine nur direkte Effekte auf Larven nachgewiesen; Effekte auf Adulte können indirekt, z. B. über eine Reduktion der Fitness, in Erscheinung treten).

8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen

Soweit die Art und deren Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder Einbringung von GVO mit etwaigen negativen Auswirkungen auf die Art in ein (Teil-)Habitat im Gebiet überschritten.

Im Einzelfall können Veränderungen auch außerhalb des Gebietes relevant sein, sofern die betroffenen (Teil-)Habitate eine wesentliche funktionale Bedeutung für die Bestände der Art im Gebiet aufweisen.

Für die Beurteilung einer etwaigen Betroffenheit von Beständen im Gebiet sind Mobilität und Aktionsradien der Art zu berücksichtigen.

Um eine erhebliche Beeinträchtigung durch ein Vorhaben mit der rechtlich gebotenen Sicherheit ausschließen zu können, sind i. d. R. die oberen Angaben zu Habitatgrößen bzw. (regelmäßigen) Flugbeziehungen heranzuziehen und auf die potenziell geeigneten Lebensräume und insbesondere Larvalhabitate im Untersuchungsgebiet zu übertragen. Vorhaben, die in größerem Abstand als diesem "Aktionsradius" geplant sind, können i. d. R. zu keinen relevanten Auswirkungen führen.

Literaturangaben als Orientierungswerte für Flächenansprüche und Mobilität (z. B. zu Aktionsräumen, Reviergrößen, Nestabständen, Dichten etc.) sind - soweit für die Art nach aktuellem Auswertungsstand verfügbar - separat unter "Raumbedarf und Aktionsräume von Arten" zusammengestellt.

8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen

Im Prüfrahmen des SMUL (2007) zum "Anbau gentechnisch veränderter Nutzpflanzen in oder in der Nähe von Natura-2000-Gebieten" vom 09.03.2007 wird ein Radius von 1.000 m um FFH-Gebiete genannt, innerhalb dessen entsprechende Vorhaben geprüft werden müssen (vgl. auch Musche et al. 2009 und Hofmann et al. 2010). In Brandenburg gelten Abstände von 800 m (Erlass des MLUV v. 27.03.2008) und in Bayern von 1.000 m (LfU v. 20.2.2009) Entfernung. Auch andere Bundesländer arbeiten derzeit (2011) an Vorschriften, die ein Verbot bzw. eine Verträglichkeitsprüfung beim Anbau von GVO in an in der Nähe von Schutzgebieten vorsehen.

8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Beeinträchtigungen durch GVO.

Die absolute und die relative Dimension der qualitativen Funktionsminderung betroffener Habitatkomplexe sind wesentliche Größen der Beurteilung.

Wichtig für die Erheblichkeitsbeurteilung sind zudem die funktionale Bedeutung der einzelnen betroffenen Teilhabitate sowie die zeitliche Dimension der Beeinträchtigung (Zeitpunkt, Häufigkeit und Dauer).

Für die Bewertung einer projektbedingt erhöhten Mortalität sind verschiedene artspezifische und populationsbezogene Parameter einzubeziehen. Dazu zählen die natürliche Reproduktionsrate und Sterblichkeit, durchschnittliches Lebensalter der Tiere, Bestandsgrößen und allgemeine Gefährdungssituation (vgl. auch Lambrecht et al. 2004 zu individuenbezogenen Beeinträchtigungen).

Tendenziell sind Arten mit hoher Lebenserwartung und geringerer Reproduktionsrate (K-Strategen) und / oder geringeren Beständen im Schutzgebiet bzw. einer allgemeinen Gefährdungseinstufung und ohnehin negativer Populationsentwicklung stärker beeinträchtigt als Arten mit geringer Lebenserwartung und hoher Reproduktionsrate (r-Strategen) und / oder großen Beständen im Schutzgebiet bzw. einer allgemein weiten Verbreitung und fehlenden Gefährdung in Deutschland (vgl. auch Bernotat & Dierschke 2021).

Nach derzeitigem Bearbeitungsstand liegen keine hinreichenden Informationen zur Bestimmung einer Erheblichkeitsschwelle im Sinne allgemeiner fachlicher Orientierungswerte vor.