1-1 Überbauung / Versiegelung

Überbauung / Versiegelung führt grundsätzlich zum vollständigen und i. d. R. dauerhaften Verlust der Lebensraumfunktionen der betreffenden Flächen und ihrer Eignung als Habitat der Art (s. "Vertiefende Ausführungen" unter "Wirkfaktoren").

Konsequenzen können - abhängig vom Umfang - z. B. Verlust von Teilhabitaten, Verringerung der Fortpflanzungsrate bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-)Bestände sein.

1-1 Überbauung / Versiegelung

Nach Drews (2003c:519) gehört der direkte Habitatverlust, z. B. durch Grünlandumbruch oder Bach- und Flussbegradigung und damit einhergehend Zerstörung von Ufervegetation zu den wichtigen Gefährdungsursachen.

1-1 Überbauung / Versiegelung

Direkte Flächenverluste (d. h. Habitatverlust durch Trockenlegung von Feuchtgebieten) werden von Martin & Pullin (2004:51) als Hauptgefährdungsursache angesehen. Ihre Untersuchungen ergaben zwar keine direkte Abhängigkeit von der larvalen Futterpflanze in Bezug auf Inhaltsstoffe, jedoch konnten sie im Freiland nur Eiablagen auf Rumex hydrolapathum feststellen.

"The Large Copper butterfly, Lycaena dispar, is extinct in Britain and rapidly declining in the rest of Europe, due predominantly to loss of its wetland habitats. In the Netherlands the Sub-species L. d. batavus is at the edge of its range in Northern Europe and, as with most marginal butterflies, has more specialised food plant and habitat requirements than the core Populations of L. d. rutilus. We investigate reasons for the relative specialisation of L. d. batavus on Rumex hydrolapathum in a fenland habitat when compared to the more widespread and common L. d. rutilus. Host-plant choice by ovipositing females and by larvae are measured as well as larval performance oil alternative hosts. Laboratory experiments reveal that larvae are able to feed on other Rumex species without detriment to their overall survival and can utilise these alternative host plants at least as efficiently as their natural host plant. This suggests that plant chemistry is not responsible for their lack of utilisation in the wild. Under greenhouse conditions, females showed all equal willingness to oviposit on host and alternative Rumex, expressing no significant preference for any particular plant species. However, in field experiments using free-ranging females in a fenland habitat, eggs were laid only on R. hydrolapathum. Our interpretation is that there are no short distance cues discriminating between the three Rumex species but longer distance cues in the field situation may operate to maintain this host-plant specialisation. The selection pressure maintaining L. cl. batavus as a specialist on R. hydrolapathum in a wetland may underlie its current rarity."

1-1 Überbauung / Versiegelung

L. dispar hat ein sehr breites Habitatspektrum und kommt auch auf eutrophen Standorten vor. Nach Weidemann (1995:332) sind die Habitate "sumpfige Wiesen, besonders Naßwiesen (Calthion) in Auen von Strömen, Flüssen, Bächen [...]" (Hermann & Bolz 2003:21).

1-1 Überbauung / Versiegelung

Van Swaay et al. (2012:95ff.) geben Empfehlungen zum Management gefährdeter Schmetterlingsarten in der Europäischen Union. Als Lebensraum des Großen Feuerfalters (Lycaena dispar) werden Marschgebiete, torfige Gewässerufer und mehr oder weniger feuchte Brachlandschaften genannt. Die Marschgebiete sind durch Urbarmachung, Entnahme von Grundwasser und Trockenlegung bedroht während Gras- und Brachflächen durch Sukzession für L. dispar ungeeignet werden. Zum Erhalt der Bestände wird extensive Mahd/Beweidung nasser Wiesen empfohlen. Trockenlegungen oder andere Maßnahmen zur Grundwasserabsenkung sowie eine Nutzungsintensivierung oder auch Aufgabe der Flächen wirken sich negativ auf die Falter aus.

1-1 Überbauung / Versiegelung

Die Regenerationsfähigkeit ist nur unter der Voraussetzung der Wiederherstellung der notwendigen strukturellen, standörtlichen und funktionalen Habitatbedingungen (z. B. Bodenparameter, Struktur, Flächengröße) sowie einer hohen Wahrscheinlichkeit der Wiederbesiedlung gegeben. Im Falle stofflicher Belastung (s. Wirkfaktorgruppe 6) als Ursache eines Bestandsrückgangs oder -verlustes ist neben der Beseitigung der Belastungsquelle ggf. auch die Sanierung erforderlich.

Die zeitliche Dimension ist bei der Beurteilung zu beachten. In bestimmten Fällen können derzeit (noch) nicht geeignete Flächen in kürzeren als den für entsprechende Lebensraumtypen angenommenen Regelzeiträumen (s. Riecken et al. 2006 u. a.) als Habitat entwickelt werden.

Unter Berücksichtigung der Flugfähigkeit der Individuen ist für eine erfolgreiche Regeneration eine vorhandene Population im Umfeld mit relativ durchlässiger Landschaftsstruktur dazwischen Voraussetzung. In Räumen, in denen die Art insgesamt noch gut verbreitet ist, ist eine Besiedlung geeigneter Standorte innerhalb der artspezifischen Ausbreitungsdistanzen zu erwarten (vgl. auch Angaben zur Mobilität unter "Raumbedarf und Aktionsräume von Arten").

Im Falle einer projektbedingten Barrierewirkung (s. Wirkfaktorgruppe 4) kann diese streng genommen nur durch Vermeidungsmaßnahmen reduziert oder durch die Wiederherstellung oder Neuschaffung entsprechender räumlich-funktionaler Verbindungen zwischen den betroffenen Teilhabitaten an anderer Stelle kompensiert werden.

Eine etwaige projektbedingt erhöhte Mortalität kann nur durch Vermeidungsmaßnahmen reduziert oder durch Kohärenzsicherungsmaßnahmen auf Populationsebene aufgefangen bzw. kompensiert werden.

1-1 Überbauung / Versiegelung

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).

1-1 Überbauung / Versiegelung

Soweit die Bestände der Art und ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jedem Flächenentzug in einem (Teil-)Habitat im Gebiet unabhängig vom insgesamt zu erwartenden Umfang überschritten.

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.

Literaturangaben als Orientierungswerte für Aktionsräume, Wanderdistanzen bzw. Ausbreitungspotenzial sowie zu Flächenansprüchen sind - soweit für die Art nach aktuellem Auswertungsstand verfügbar - separat unter "Raumbedarf und Aktionsräume von Arten" zusammengestellt.

1-1 Überbauung / Versiegelung

Von Lambrecht & Trautner (2007) wurden basierend auf Lambrecht et al. (2004) Fachkonventionen entwickelt, die einer einheitlicheren und nachvollziehbaren Beurteilung der Erheblichkeit von Beeinträchtigungen im jeweiligen Einzelfall dienen. Nach den Fachkonventionen ist die direkte und dauerhafte Inanspruchnahme eines nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahrenden oder zu entwickelnden (Teil-)Habitats der Art innerhalb des Gebiets im Regelfall eine erhebliche Beeinträchtigung.

Dies berücksichtigt u. a., dass Ausweichmöglichkeiten bei Habitatverlusten i. d. R. dadurch stark eingeschränkt sind, dass gerade bei spezialisierten Arten das Vorhandensein günstiger bzw. geeigneter Lebensräume ohnehin schon bestandslimitierend wirkt oder ein Wechsel in benachbarte Gebiete aufgrund intraspezifischer oder interspezifischer Konkurrenzverhältnisse nicht erfolgreich möglich ist.

Ein Habitatverlust kann im Rahmen der Fachkonventionen jedoch im Einzelfall auch als nicht erheblich eingestuft werden, wenn verschiedene qualitativ-funktionale, quantitativ absolute und relative sowie kumulative Aspekte gemeinsam erfüllt sind und alle Wirkfaktoren berücksichtigt werden.

Hierbei werden ggf. essentielle / obligate Teilhabitate von fakultativen Teilhabitaten unterschieden. Im Hinblick auf die quantitative Dimension basiert die Fachkonvention darauf, dass bei Tieren mit großen Aktionsräumen auch größere Habitatverluste noch tolerierbar sein können als bei Tieren mit kleinen Aktionsräumen. Zudem wird jeder gebietsbezogene Einzelfall u. a. dahingehend berücksichtigt, dass bei sehr großen Gebietsbeständen einer Art neben dem Grund-Orientierungswert noch höhere Orientierungswerte für ggf. noch tolerable Verluste angegeben werden.

Die in den Fachkonventionen vorgeschlagenen Schwellenwerte für eine quantitative 'Nicht-Erheblichkeit' sind fachliche Orientierungswerte. Diese wie auch die Fachkonventionen überhaupt sollen und können die Einzelfallbeurteilung und einen entsprechenden fachlichen Begründungszusammenhang nicht ersetzten, sondern sie sollen hierfür eine objektive Orientierung und Hilfestellung bieten.

Die Fachkonventionen stellen den bislang differenziertesten wissenschaftlichen und zugleich einzigen lebensraumtyp- und artspezifischen Methodenansatz zur Bestimmung der Erheblichkeit entsprechender Beeinträchtigungen dar. Sie sind daher für ihren Anwendungsbereich als Stand von Wissenschaft und Praxis anzusehen.

Die Fachkonventionen wurden inzwischen vielfach in FFH-Verträglichkeitsprüfungen in der Praxis angewandt, von der LANA wohlwollend zur Kenntnis genommen (14.09.2007), in Leitfäden empfohlen und in der Rechtsprechung u. a. des Bundesverwaltungsgerichts anerkannt (vgl. z. B. BVerwG v. 12.03.2008, Az. 9 A 3.06, u.a. Rn. 125; BVerwG v. 09.07.2008, Az. 9 A 14.07, u.a. Rn. 64; BVerwG v. 13.05.2009, Az. 9 A 73.07, u.a. Rn. 50; BVerwG v. 12.06.2019, Az. 9 A 2/18, Rn. 67; Niedersächsisches OVG v. 10.11.2008, Az. 7 KS 1/05, S. 26f.; Bay. VGH v. 30.09.2009, Az. 8 A 05.40050, Rn. 61ff.; Sächsisches OVG v. 8.9.2020, Az. 4 C 18/17, Rn. 119ff.). Auch für den Bereich der Tierarten werden die Fachkonventionen inzwischen in der Rechtsprechung grundsätzlich bestätigt, vgl. z.B. BVerwG zur A 33 (BVerwG, Urt. v. 6.11.2012, Az. 9 A 17.11, Rn. 46 f.) oder zur A 49 (BVerwG, Urt. v. 23.04.2014, Az. 9 A 25.12, z. B. Rn. 66), Niedersächsisches OVG v. 23.05.2019, Az. 7 KS 78/17, Rn. 94 ff. oder Verwaltungsgerichtshof Baden-Württemberg v. 18.06.2024, Az. 10 S 1546/23, Rn. 96ff.

Im Einzelfall kann darüber hinaus ein direkter Flächenentzug auch außerhalb des Schutzgebietes erheblich sein, sofern die betroffenen (Teil-)Habitate eine wesentliche funktionale Bedeutung für die Bestände der Art im Gebiet aufweisen.

1-1 Überbauung / Versiegelung

Fachkonventionsvorschlag zur Bewertung der Erheblichkeit von Beeinträchtigungen bei direktem Flächenentzug in Habitaten der Tierarten nach Anhang II FFH-RL in FFH-Gebieten:

Grundannahme:
Die direkte und dauerhafte Inanspruchnahme eines (Teil-)Habitats einer Art des Anhangs II FFH-RL, das in einem FFH-Gebiet nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln ist, ist im Regelfall eine erhebliche Beeinträchtigung.

Abweichung von der Grundannahme:
Im Einzelfall kann die Beeinträchtigung als nicht erheblich eingestuft werden, wenn kumulativ folgende Bedingungen erfüllt werden:

A: Qualitativ-funktionale Besonderheiten
Die in Anspruch genommene Fläche ist kein für die Art essenzieller bzw. obligater Bestandteil des Habitats. D. h. es sind keine Habitatteile betroffen, die für die Tiere von zentraler Bedeutung sind, da sie z. B. an anderer Stelle fehlen bzw. qualitativ oder quantitativ nur unzureichend oder deutlich schlechter vorhanden sind; und

B: Orientierungswert "quantitativ-absoluter Flächenverlust"
Der Umfang der direkten Flächeninanspruchnahme überschreitet nicht die für die jeweilige Art dargestellten Orientierungswerte, soweit diese für das betroffene Teilhabitat anwendbar sind (1);

Für Lycaena dispar liegen die Orientierungswerte für Habitatverluste bei 640 qm (wenn relativer Verlust ?1 %, siehe Kriterium C), bei 3.200 qm (wenn der relative Verlust <0,5 % der Habitatfläche im Schutzgebiet ist und der Bestand mit "c" = "häufig, große Population" eingeschätzt wurde) beziehungsweise bei 6.400 qm (wenn der relative Verlust <0,1 % der Habitatfläche im Schutzgebiet ist und der Bestand mit "c" = "häufig, große Population" eingeschätzt wurde); und

C: Ergänzender Orientierungswert "quantitativ-relativer Flächenverlust" (1 %-Kriterium)
Der Umfang der direkten Flächeninanspruchnahme ist nicht größer als 1 % der Gesamtfläche des jeweiligen Lebensraums bzw. Habitates der Art im Gebiet bzw. in einem definierten Teilgebiet (2); und

D: Kumulation "Flächenentzug durch andere Pläne / Projekte"
Auch nach Einbeziehung etwaiger Flächenverluste durch kumulativ zu berücksichtigende Pläne und Projekte werden die Orientierungswerte (B und C) nicht überschritten; und

E: Kumulation mit "anderen Wirkfaktoren"
Auch durch andere Wirkfaktoren des Projekts oder Plans (einzeln oder im Zusammenwirken mit anderen Projekten oder Plänen) werden keine erheblichen Beeinträchtigungen verursacht.

(1): Lycaena dispar wurde hierbei von Lambrecht & Trautner (2007:56ff.) der Habitatkonstellation 7a zugeordnet. Diese umfasst Arten, die kleinflächige, häufig einer raschen Raum-Zeit-Dynamik unterworfene Habitatpatches in großen Landschaftsausschnitten besiedeln. Die Orientierungswerte sind für besiedelte Habitatpatches im Rahmen des formulierten Fachkonventionsvorschlags anzuwenden.

(2): Diese Formulierung bedeutet, dass dort, wo dies fachlich geboten ist, als Bezugsmaßstab auch ein räumlich-funktional getrenntes Teilgebiet eines Natura 2000-Gebietes herangezogen werden sollte. Dies kann z. B. dort erforderlich sein, wo sich das gemeldete Gebiet aus mehreren räumlich und funktional nicht zusammenhängenden Teilgebieten zusammensetzt. Auch kann z. B. bei einem großen Fluss-Natura 2000-Gebiet eine Unterscheidung zwischen Ober-, Mittel- und Unterlauf aus fachlichen Gründen ebenso geboten sein, wie andererseits z. B. die zusammenschauende Betrachtung eines Gewässerabschnitts, der lediglich aufgrund seiner Lage in mehreren benachbarten Bundesländern als jeweils eigenständige Natura 2000-Gebiete gemeldet wurde.

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Die Beseitigung oder Veränderung typischer Vegetations- oder Biotopstrukturen kann zu einer Minderung der Habitatqualität und -funktionen für die Art führen.

In bestehenden Habitaten kann auch die Neuschaffung von Strukturen - sofern sie den Ansprüchen der Art entgegenstehen oder nicht entsprechen - zu einer Beeinträchtigung der Habitatqualität führen.

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

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Gehölzpflanzungen können zur Vernichtung von Habitaten führen, teilweise betrifft dies flächenmäßig große Bereiche. Bei starker Beschattung durch Gehölze wird die Fraßpflanze verdrängt. Ebert & Rennwald (1991:222) weisen im Zusammenhang mit der Rekultivierung von Baggerseen ausdrücklich darauf hin, dass flächendeckende Gehölzanpflanzungen unterbleiben sollten.

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Der Große Feuerfalter kommt auf ampferreichen Feuchtwiesen und deren Brachestadien, an ungemähten Grabenrändern, See- und Flussufern mit Seggen- und Röhrichtbeständen, in Niedermooren, an feuchten Gebüsch- und Wegrändern sowie an Störstellen in Auenwäldern vor.

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Nach den Untersuchungen von Martin & Pullin (2004b:57) haben nördliche Populationen nur eine Futterpflanze (Rumex hydrolapathum), südliche dagegen weitere Rumex-Arten (zumindest in Großbritannien). Die Wintermortalität war je nach Futterpflanze unterschiedlich, wobei auf R. crispus und R. obtusifolius die Mortalität 100 % betrug.

Hieraus ist zu schließen, dass die Habitatansprüche ganzjährig im Detail bekannt sein müssen, bevor bei projektbedingten Veränderungen einfache Ausweichmöglichkeiten (alternative Futterpflanzen) angenommen werden [Anm. BearbeiterInnen FFH-VP-Info].

"The Large Copper butterfly, Lycaena dispar batavus, is extinct in Britain and rapidly declining in Europe, due predominantly to loss of its wetland habitats. Northern populations have more specialised foodplant and habitat requirements than their more southerly counterparts and rely solely on Rumex hydrolapathum, the Great Water Dock, as their hostplants. Southern colonies use a greater range of Rumex. Previous work has shown that specialisation is not due to foodplant chemistry and in this paper we investigate the ability of different Rumex species to Support the larval stages of L. cl batavus in a natural environment. Comparisons were also made between a captive colony at Woodwalton Fen, Cambridgeshire, UK and native larvae at De Weerribben, Netherlands. Field experiments using a captive colony revealed that other Rumex hosts call successfully support larvae throughout each of their larval stages in wet grassland and fenland habitats with no significant differences ill Survival rates compared with their natural hostplant R. hydrolapathum. An overwintering experiment using a native wild population of both butterfly and Rumex species in De Weerribben found 25% of larvae survived on the natural hostplant R. hydrolapathum and no survivors on alternative Rumex hosts. It is suggested that R. crispus and R. obtusifolius growing in their natural habitat may harbour significant competitors to L. d. batavus leading to its specialisation on R. hydrolapathum in fenland habitats."

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Lindman et al. (2014:11ff.) untersuchten Habitate und Eiablagepflanzen des Großen Feuerfalters (Lycaena dispar) in Estland. Außerdem wurden ab 2011 Laborversuche unternommen, deren Ergebnisse mit den Feldversuchen aus dem Jahr 2013 verglichen werden konnten. Die Untersuchungen ergaben, dass viele Arten der Gattung Rumex als Eiablageplätze des Großen Feuerfalters akzeptiert wurden. Im Gegensatz zu ähnlichen Studien aus Großbritannien ergaben sich dabei jedoch keine Präferenzen für bestimmte Eiablagepflanzen. Aufgrund ihrer Häufigkeit können R. crispus, R. longifolius und R. obtusifolius im Untersuchungsgebiet als Hauptablageplätze angesehen werden. In Feldversuchen ergaben sich allerdings Vorteile für R. obtusifolius: "In some contrast to the results of laboratory trials, our field observations and experiments suggest that, of the two most common hosts, R. obtusifolius is superior over R. crispus as a host plant for L. dispar. Indeed, we were able to show that the larvae of L. dispar disappear 2 weeks earlier from the plants of R. crispus than R. obtusifolius, regardless of whether or not they were protected by mesh bags. The most likely explanation is the more ephemeral character of R. crispus plants: these tend to wilt (leaf surface turns brown and dry) much earlier than those of R. obtusifolius." Im Gegensatz zu britischen Faltern war die Eiablage hier an beiden Seiten der Blätter üblich. Es zeigte sich auch, dass die häufig vorkommende Eiablagepflanze R. obtusifolius von menschlichen Siedlungen profitiert, da sie gerne an anthropogen beeinflussten Gräben und anderen durch Menschen veränderte Feuchthabitate auftritt. Um den Fortbestand der Bestände von L. dispar zu gewährleisen, ist der Erhalt einer ausreichenden Zahl geeigneter Raupenfutterpflanzen erforderlich.

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Strausz et al. (2012:712, 715ff.) untersuchten, welche Pflanzen der Großen Feuerfalter (Lycaena dispar) in Wien (Österreich) zur Eiablage nutzte. Mit 87,6 % aller gezählten Eier wurde Rumex crispus am häufigsten zur Eiablage genutzt, gefolgt von Rumex obtusifolius mit 8,5 %. Ein Vergleich mit anderen Studien aus Europa lässt vermuten, dass Rumex hydrolapathum die präferierte Eiablagepflanze darstellt. Da diese Art allerdings aufgrund von Flussverbauung und Kanalisierung selten geworden ist, ist L. dispar häufig gezwungen auf andere Rumex-Arten auszuweichen. Negative Auswirkungen entstehen durch regelmäßige Mahd: "Mowing had a negative influence on the number of eggs. Also previous studies suggest that the survival rate of many butterfly species declines with increased mowing activity [...]. The higher intensity of mowing on meadows in the Vienna Forest might therefore be one of the reasons for the lower egg densities observed in this landscape zone."

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Van Swaay et al. (2012:95ff.) geben Empfehlungen zum Management gefährdeter Schmetterlingsarten in der Europäischen Union. Als Lebensraum des Großen Feuerfalters (Lycaena dispar) werden Marschgebiete, torfige Gewässerufer und mehr oder weniger feuchte Brachlandschaften genannt. Die Marschgebiete sind durch Urbarmachung, Entnahme von Grundwasser und Trockenlegung bedroht, während Gras- und Brachflächen durch Sukzession für L. dispar ungeeignet werden. Zum Erhalt der Bestände wird extensive Mahd/Beweidung nasser Wiesen empfohlen. Trockenlegungen oder andere Maßnahmen zur Grundwasserabsenkung sowie eine Nutzungsintensivierung oder auch Aufgabe der Flächen wirken sich negativ auf die Falter aus.

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

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 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).

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Soweit die Bestände der Art bzw. ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder negativen Veränderung von Vegetations- oder Biotopstrukturen eines (Teil-)Habitats im Gebiet überschritten.

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

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Veränderung der Habitatstrukturen.

Die absolute und die relative Dimension des Habitatverlustes bzw. seiner qualitativen Funktionsminderung sind wesentliche Größen der Beurteilung.

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

In bestimmten Fällen kann der Konventionsvorschlag für direkten Flächenentzug / -verlust in Habitaten zur Orientierung herangezogen werden (s. Wirkfaktor 1-1). Dabei ist jedoch zu berücksichtigen, dass die in diesem Ansatz integrierten Orientierungswerte für vollständige / dauerhafte Habitatverluste konzipiert wurden. Für graduelle Funktionsminderungen sind dagegen eigenständige Bewertungsansätze zu entwickeln oder die Funktionsverluste müssten als (ggf. prozentuale) Funktionsminderung bilanziert und dann mit den Orientierungswerten des Konventionsvorschlags ins Verhältnis gesetzt werden (vgl. Beispiel in Lambrecht & Trautner 2007:83).

2-2 Verlust / Änderung charakteristischer Dynamik

Die heutigen Lebensräume der Art in Mitteleuropa sind nicht bzw. nicht maßgeblich durch natürliche oder naturnahe Dynamik geprägt. Entscheidend für das Vorkommen von L. dispar ist die Nutzungsform (s. a. Wirkfaktoren 2-3, 2-5). Inwieweit natürliche dynamische Prozesse wie Überflutungen eine Rolle spielen, wird unter Wirkfaktor 3-3 dargestellt.

2-2 Verlust / Änderung charakteristischer Dynamik

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 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).

2-2 Verlust / Änderung charakteristischer Dynamik

Soweit die Bestände der Art bzw. ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder negativen Veränderung dynamischer Prozesse in einem (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.

2-2 Verlust / Änderung charakteristischer Dynamik

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Veränderung der Habitatstrukturen.

Die absolute und die relative Dimension des Habitatverlustes bzw. seiner qualitativen Funktionsminderung sind wesentliche Größen der Beurteilung.

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

In bestimmten Fällen kann der Konventionsvorschlag für direkten Flächenentzug / -verlust in Habitaten zur Orientierung herangezogen werden (s. Wirkfaktor 1-1). Dabei ist jedoch zu berücksichtigen, dass die in diesem Ansatz integrierten Orientierungswerte für vollständige / dauerhafte Habitatverluste konzipiert wurden. Für graduelle Funktionsminderungen sind dagegen eigenständige Bewertungsansätze zu entwickeln oder die Funktionsverluste müssten als (ggf. prozentuale) Funktionsminderung bilanziert und dann mit den Orientierungswerten des Konventionsvorschlags ins Verhältnis gesetzt werden (vgl. Beispiel in Lambrecht & Trautner 2007:83).

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

Die Wiederaufnahme intensiver landwirtschaftlicher Nutzung auf bisherigen Brachflächen kann Populationen von L. dispar in wenigen Jahren zum Erlöschen bringen. Unabhängig davon führte die mit Intensivlandwirtschaft verbundene Eutrophierung (in SW-Deutschland) auch zu einer erheblichen Ausbreitung der stickstoffliebenden Raupennahrungspflanzen Rumex obtusifolius und R. crispus und damit zur Entstehung zahlreicher zusätzlicher Habitate in der Kontaktzone zu intensiv genutzten Flächen.

Anmerkung: Pestizide werden separat unter Wirkfaktor 8-3 behandelt.

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

Als Hauptursachen für den Rückgang der Art nennen die Autoren die Entwässerung von Feuchtwiesen (s. a. Wirkfaktor 3-3) und die großflächige Mahd gerade auch von Gräben und Wegrändern. In diesem Zusammenhang wird Zinnert (1966a) zitiert:

"Durch die Rheinkorrektion, [...] die fortschreitende Drainierung [...] ist der Grundwasserspiegel stark abgesunken, wodurch die Futterpflanze und damit der Falter in diesem Gebiet bedroht oder wahrscheinlich sogar verschwunden ist."

Ein Beispiel für die Vernichtung einer Population von L. dispar an einem Tag durch nicht angepaßte Mahd wird von Rennwald (1986) dokumentiert.

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

"L. dispar ist vor allem durch die Nutzungsintensivierung oder Nutzungsänderung landwirtschaftlicher Flächen gefährdet. Dazu gehören: Grundwasserabsenkung, Entwässerung, Grünlandumbruch, intensive Mahdnutzung der Wiesen (drei- bis viermal jährlich, tiefschürig und großflächig), rigorose Mahd von Grabenrändern, Bach- und Flussbegradigung und damit einhergehend Zerstörung von Ufervegetation, Aufforstung von Wiesenflächen."

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

Intensivierung der Landwirtschaft führt laut Loritz & Settele (2007:252) zu einem Verlust der typischen Eiablagepflanze Ampfer, da dieser nur auf lückigen, weniger dichtwüchsigen Wiesen zu finden ist.

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

Geeignete Mahd und sinnvolles Management von Wiesen führt nach den Untersuchungen von Pascher & Raab (2002:151) in Österreich zu einem großen Reichtum an Schmetterlingen und fördert u. a. auch L. dispar.

"With approximately 187 Papillonoidea- und 25 Hesperioidea-species (Huemer & Tarmann 1993) Austria is by far the richest Central European country concerning lepidopteran species diversity. Due to intense agricultural activities and destruction of existing intact habitats during the last decades, a severe decline of distribution and abundance of the butterfly fauna has been recorded. Too little has been done for conservation, consequently a carefully directed management to protect species and biotopes is urgently needed. The Danube Island with its diverse habitats represents a refugium with special importance because of its location in the Viennese urban area. During field-work in summer 1995 ten locations on the Danube Island were investigated with regard to diversity of vegetation and occurrence of butterflies. 170 plant species could be registered, ten of which are classified as endangered in different categories according to the "Red List" for Austria (critically endangered species: Agropyron pectinatum and Vulpia bromoides; Niklfeld et al. 1999). 32 butterfly species were found, especially noteworthy is the occurrence of the endangered butterflies Apatura ilia, Aricia agestis, Lycaena dispar rutilus and Plebicula thersites. A ruderal site in the south of the Danube Island exhibited the highest numbers of species for plants as well as for butterflies. This diversity is due to the heterogeneity of landscape-elements surrounding the location, such as an old riverine forest, old stocks of trees, wet biotopes, hedges, ruderal sites etc. which create favourable living conditions. The species-rich occurrence of butterflies in an intensively used meadow in the north of the island can be explained by the uncut flowering border zones, which offer a rich nectar-supply for the butterflies. Frequently cut meadows generally accommodate very few butterflies. The presence of a sufficient range of food- and nectar-plants is the basis for a high species richness of butterflies. Therefore, species protection is only practicable in connection with biotope protection. As a general rule the meadows should only be cut once a year at the most early in October, with the exception of those regions, which are frequently visited by people. These areas need to be cut three times a year. The hay should be lying for three to seven days on the meadows cut once a year, in order to allow an escape and the discovery of new food-plants especially for the caterpillars. On principle, no fertilisation should take place. A mosaic of undisturbed areas left to succession, consisting of bushes and extensively used meadows, is the basic requirement to achieve a successful protection of butterfly species."

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

Eine Gefährdung ergibt sich durch Melioration, Uferausbau, Grabenräumung und ungünstige Mahdzeitpunkte (Trampenau & Krahl 2007:188).

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

In den Auwäldern der großen Stromtäler gehör(t)en frühe Stadien von Kahlschlägen im räumlich-zeitlichen Wechsel mit zu den Lebensräumen von L. dispar. Da die Kahlschlagwirtschaft heute weitgehend durch den naturnahen Waldbau abgelöst wurde, tragen in diesem Sinne genutzte Wälder nicht zur Sicherung von L. dispar-Habitaten bei. Eine Nutzungsintensivierung, die hingegen in Richtung Kahlschlagbewirtschaftung läuft, stellt für die Art kein Problem dar, dürfte i. d. R. aber aus anderen naturschutzfachlichen Gründen nicht anzustreben sein.

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

Van Swaay et al. (2012:95ff.) geben Empfehlungen zum Management gefährdeter Schmetterlingsarten in der Europäischen Union. Als Lebensraum des Großen Feuerfalters (Lycaena dispar) werden Marschgebiete, torfige Gewässerufer und mehr oder weniger feuchte Brachlandschaften genannt. Die Marschgebiete sind durch Urbarmachung, Entnahme von Grundwasser und Trockenlegung bedroht, während Gras- und Brachflächen durch Sukzession für L. dispar ungeeignet werden. Zum Erhalt der Bestände wird extensive Mahd/Beweidung nasser Wiesen empfohlen. Trockenlegungen oder andere Maßnahmen zur Grundwasserabsenkung sowie eine Nutzungsintensivierung oder auch Aufgabe der Flächen wirken sich negativ auf die Falter aus.

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

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 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).

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

Soweit die Art bzw. deren Habitat nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln ist, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder Nutzungsintensivierung in einem (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.

2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Veränderung der Habitatstrukturen.

Die absolute und die relative Dimension des Habitatverlustes bzw. seiner qualitativen Funktionsminderung sind wesentliche Größen der Beurteilung.

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

In bestimmten Fällen kann der Konventionsvorschlag für direkten Flächenentzug / -verlust in Habitaten zur Orientierung herangezogen werden (s. Wirkfaktor 1-1). Dabei ist jedoch zu berücksichtigen, dass die in diesem Ansatz integrierten Orientierungswerte für vollständige / dauerhafte Habitatverluste konzipiert wurden. Für graduelle Funktionsminderungen sind dagegen eigenständige Bewertungsansätze zu entwickeln oder die Funktionsverluste müssten als (ggf. prozentuale) Funktionsminderung bilanziert und dann mit den Orientierungswerten des Konventionsvorschlags ins Verhältnis gesetzt werden (vgl. Beispiel in Lambrecht & Trautner 2007:83).

2-4 Kurzzeitige Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege

Brachen gehören mit zu den wichtigsten Habitaten von L. dispar. Insofern führt eine kurzfristige Nutzungsaufgabe im Regelfall zu einer Optimierung der Habitatqualität. Beeinträchtigungen von L. dispar-Populationen durch diesen Faktor sind folglich auszuschließen.

2-5 (Länger) andauernde Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege

Mit Ausnahme großflächiger Verlandungszonen mit Rumex hydrolapathum unterliegen die Habitate von L. dispar bei Nutzungsaufgabe einer Sukzession, in deren Verlauf die Bestände der Nahrungspflanzen erheblich abnehmen oder verschwinden können.

Noch gravierender sind im Sukzessionsverlauf fast auf allen Standorten zu erwartende Gehölzsukzessionen, die durch allmähliche Beschattung zum Erlöschen der Populationen führen.

2-5 (Länger) andauernde Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege

Laut den Autoren Trampenau & Krahl (2007:191) stellt Sukzession eine der Gefährdungsursachen dar.

2-5 (Länger) andauernde Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege

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 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).

2-5 (Länger) andauernde Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege

Soweit die Art bzw. deren Habitat nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln ist, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jedem Ausfall der Nutzung oder Pflege mit möglichen negativen Veränderungen in einem (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.

2-5 (Länger) andauernde Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Veränderung der Habitatstrukturen.

Die absolute und die relative Dimension des Habitatverlustes bzw. seiner qualitativen Funktionsminderung sind wesentliche Größen der Beurteilung.

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

In bestimmten Fällen kann der Konventionsvorschlag für direkten Flächenentzug / -verlust in Habitaten zur Orientierung herangezogen werden (s. Wirkfaktor 1-1). Dabei ist jedoch zu berücksichtigen, dass die in diesem Ansatz integrierten Orientierungswerte für vollständige / dauerhafte Habitatverluste konzipiert wurden. Für graduelle Funktionsminderungen sind dagegen eigenständige Bewertungsansätze zu entwickeln oder die Funktionsverluste müssten als (ggf. prozentuale) Funktionsminderung bilanziert und dann mit den Orientierungswerten des Konventionsvorschlags ins Verhältnis gesetzt werden (vgl. Beispiel in Lambrecht & Trautner 2007:83).

3-1 Veränderung des Bodens bzw. Untergrundes

Veränderungen des Bodens sind dann von Bedeutung, wenn sich die Wuchsbedingungen für die Raupenfraßpflanzen verschlechtern. Befressen werden mehrere, nicht saure Ampferarten (Ebert & Rennwald 1991:217, Weidemann 1995:332). Die Raupe ist oligophag.

R. crispus und R. obtusifolius besiedeln als Pionierpflanzen frische, nährstoffreiche Böden. R. hydrolapathum hingegen ist auf sehr nassen und häufig überfluteten Böden (Uferlinie) anzutreffen (Sebald et al. 1990:560ff.).

Die Entwässerung von Standorten, die zunehmende Beschattung und das Fehlen von Störstellen, die insbesondere von den Pionierpflanzen zur Keimung benötigt werden, können sich daher negativ auswirken.

3-1 Veränderung des Bodens bzw. Untergrundes

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 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).

3-1 Veränderung des Bodens bzw. Untergrundes

Soweit die Art bzw. deren Habitat nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln ist, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder möglichen negativen Veränderung der Bodenverhältnisse in einem (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.

3-1 Veränderung des Bodens bzw. Untergrundes

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Veränderung der Bodenverhältnisse.

Die absolute und die relative Dimension des Habitatverlustes bzw. seiner qualitativen Funktionsminderung sind wesentliche Größen der Beurteilung.

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

In bestimmten Fällen kann der Konventionsvorschlag für direkten Flächenentzug / -verlust in Habitaten zur Orientierung herangezogen werden (s. Wirkfaktor 1-1). Dabei ist jedoch zu berücksichtigen, dass die in diesem Ansatz integrierten Orientierungswerte für vollständige / dauerhafte Habitatverluste konzipiert wurden. Für graduelle Funktionsminderungen sind dagegen eigenständige Bewertungsansätze zu entwickeln oder die Funktionsverluste müssten als (ggf. prozentuale) Funktionsminderung bilanziert und dann mit den Orientierungswerten des Konventionsvorschlags ins Verhältnis gesetzt werden (vgl. Beispiel in Lambrecht & Trautner 2007:83).

3-2 Veränderung der morphologischen Verhältnisse

Veränderungen der morphologischen Verhältnisse können dann von Bedeutung sein, wenn sie die Klimaparameter beeinflussen. Bewirken die Veränderungen des Geländereliefs eine Beschattung oder einen Kaltluftstau, so dürfte dies negativ sein (s. a. Wirkfaktoren 2-1 und 3-5).

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

Je nach Dauer und Zeitpunkt können Überflutungen / Überstauungen für die Art von Bedeutung sein. Die Toleranz gegenüber Hochwasserereignissen im Winterhalbjahr scheint relativ hoch im Gegensatz zu solchen im Sommer.

Rumex hydrolapathum, R. crispus, R. obtusifolius sind Halblichtpflanzen, Mäßigwärme- bis Wärmezeiger, die sich lediglich hinsichtlich ihrer Feuchte- und Stickstofftoleranz deutlich unterscheiden. Alle drei sind nicht salzertragend (Ellenberg 1992:137). R. hydrolapathum besiedelt als Wechselwasserzeiger die feuchtesten, oft überfluteten Standorte; R. obtusifolius ist dagegen die Art, die die größte Stickstofftoleranz zeigt und sogar als Verschmutzungszeiger eingestuft wird.

Neben Überflutungen / Überstauungen kann die Entwässerung von Standorten indirekt negativ auf die Art wirken. Die Entwässerung von Feuchtwiesen (s. a. Wirkfaktor 2-3) wird von vielen Autoren als Ursache für den Rückgang der Art angegeben.

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

"Überflutung von drei bis vier Wochen Dauer schadet den überwinternden Raupen nicht."

"An natürliche (bzw. naturnahe) Hochwasserereignisse ist der Große Feuerfalter als charakteristische Flußauen-Art gut angepaßt. Zumindest Winter- und Frühjahrshochwässer werden von den Raupen offenbar überstanden [...]" (Hermann 1997:10).

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

In England ist L. dispar ausgestorben. Das Verschwinden der Art wird dort v. a. auf die Entwässerung von Feuchtstandorten zurückgeführt: "There is a consensus of opinion that the decline was an inevitable consequence of habitat loss due to widespread drainage of the offenlands [...]. The draining of the complex of meres adjacent to Holme and Woodwalton fens during the 1840s, culminating in the drainage of Whittlesey Mere in 1851 [...], gives some indication of the extensive drainage activity at the time of the butterfly's disappearance [...]."

Hochwasserereignisse im Sommer stellen eine deutliche Gefährdung für L. dispar dar: "An abnormal flood in July of 1968 caused a dramatic decline in the number of eggs in the remaining population. By 1969 only five adults remained and these failed to reproduce. The Woodwalton colony was completely wiped out [...]."

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

Die Autoren zitieren einige Mitteilungen, bei denen der Rückgang von L. dispar auf die Entwässerung von Feuchtwiesen zurückgeführt wird. Gleichzeitig wiesen sie aber darauf hin, dass die Art sehr anpassungsfähig ist und die Tatsache, dass auch andere Ampferarten als Rumex hydrolapathum befressen werden, dem Falter eine Überlebenschance sichert.

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

Eine Überflutung des Habitats wirkt sich laut Nicholls & Pullin (2003:65ff.) direkt nach dem 28. Tag dramatisch und unabhängig von der Überflutungsdauer in späteren Entwicklungsstadien in Form von höheren Mortalitätsraten aus.

"Previous work suggests that submergence of Lycaena dispar larvae during overwintering may play a significant role in this butterfly's population dynamics. Since potential re-introduction sites in eastern England are prone to regular seasonal flooding, we further studied the species' submergence tolerance with a view to formulating management protocols conducive to larval survivorship under periodic flood conditions. Simulated flooding regimes using captive-reared larvae showed that enforced submergence has a twofold effect: firstly, a direct increase in mortality after 28 days under water and, secondly, a longer term, post-diapause increase in mortality; manifest either as an inability of larvae to resume feeding, or a failure to complete development. Additionally, there was a marked difference in the response of 'early' and 'late' diapause larvae; the latter generally succumbing after shorter periods under water, and suffering higher total mortalities. Behavioural investigations suggest that, if afforded the opportunity, diapausing larvae can evade submergence by climbing onto the exposed sections of partially flooded host plants. Significantly, survival on partially flooded plants was found to be comparable to that on unflooded controls. Further re- introductions of L. dispar in the U.K. will probably necessitate a direct translocation of wild Dutch stock. As the flood tolerance of this source population remains largely undetermined, and given that re-introduction site hydrology will be generally unamenable to conservation-oriented manipulation, it is recommended. that restoration management be directed towards creating structural diversity in the vegetation of overwintering habitats, thereby providing potential 'flood refugia' for hibernating larvae."

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

In der früheren Studie von Webb & Pullin (1998) konnten noch keine Auswirkungen einer Überflutung auf L. d. batavius im Gegensatz zu der später durchgeführten Forschungsarbeit von Nicholls & Pullin (2003) festgestellt werden.

"1. The influence of seasonal flooding on wetland insects is understudied, and understanding of a potentially important influence on population dynamics is therefore incomplete. This is of particular consequence because many wetland insect species, including the large copper butterfly, Lycaena dispar batavus, are of conservation interest. 2. Previous studies on the submergence tolerance of diapausing L. d. batavus larvae have been inconclusive. This study investigated the effects of different periods of enforced submergence on overwintering survival, using both fresh and brackish water, and comparing effects on larvae in early and late diapause. 3. Larvae were submerged for up to 84 days, and survival was negatively correlated with submergence period, although periods of up to 28 days did not appear to reduce survival. Water type, i.e. fresh vs. brackish water, and larval stage, i.e. early vs. late diapause, had no significant influence on survival. 4. The relevance of these findings to the population biology and conservation of L. d. batavus is discussed. Further studies on the effects of submergence by seasonal flooding on wetland insect populations are encouraged."

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

Habitatverlust entsteht durch Austrocknung und damit erfolgt auch ein Rückgang der Futterpflanzen.

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

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 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).

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

Soweit die Art bzw. deren Habitat nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln ist, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder möglichen negativen Veränderung der hydrologischen bzw. hydrodynamischen Verhältnisse in einem (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.

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Veränderung der hydrologischen bzw. hydrodynamischen Verhältnisse. Konkrete Orientierungs- oder Richtwerte hierfür liegen bislang nicht vor.

Die absolute und die relative Dimension des Habitatverlustes bzw. seiner qualitativen Funktionsminderung sind wesentliche Größen der Beurteilung.

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

In bestimmten Fällen kann der Konventionsvorschlag für direkten Flächenentzug / -verlust in Habitaten zur Orientierung herangezogen werden (s. Wirkfaktor 1-1). Dabei ist jedoch zu berücksichtigen, dass die in diesem Ansatz integrierten Orientierungswerte für vollständige / dauerhafte Habitatverluste konzipiert wurden. Für graduelle Funktionsminderungen sind dagegen eigenständige Bewertungsansätze zu entwickeln oder die Funktionsverluste müssten als (ggf. prozentuale) Funktionsminderung bilanziert und dann mit den Orientierungswerten des Konventionsvorschlags ins Verhältnis gesetzt werden (vgl. Beispiel in Lambrecht & Trautner 2007:83).

3-4 Veränderung der hydrochemischen Verhältnisse (Beschaffenheit)

Veränderungen der hydrochemischen Verhältnisse können insbesondere über Nährstoffbelastung oder Salzfracht in zuführendem Oberflächen- oder Grundwasser in besiedelten Feuchtstandorten der Art relevant werden (s. a. Wirkfaktoren 6-1, 6-5).

Die befressenen Ampferarten sind nicht salzertragend (Ellenberg 1992). Eine Nährstoffzufuhr wird von den Ampferarten in unterschiedlichem Maß toleriert. Am unempfindlichsten ist Rumex obtusifolius.

Dennoch könnten v. a. extremere Veränderungen in Einzelfällen negative Konsequenzen haben - abhängig von Umfang und Intensität z. B. Verlust von Teilhabitaten, Verringerung der Fortpflanzungsrate bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-)Bestände.

3-5 Veränderung der Temperaturverhältnisse

Da die befressenen Ampferarten als Mäßigwärme- bis Wärmezeiger gelten (Ellenberg 1992:137), dürfte v. a. eine Abkühlung zu einer Verschiebung des Pflanzenartenspektrums führen. Ungünstigere Wuchsbedingen für die Raupenfraßpflanzen wirken sich indirekt negativ auf den Falter aus.

Konsequenzen können - abhängig vom Umfang - z. B. Verlust von Teilhabitaten, Verringerung der Fortpflanzungsrate bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-)Bestände sein.

Eine starke Beschattung der Habitate dürfte nur dann Relevanz entfalten, wenn es zu einer Verdrängung der Fraßpflanzen kommen könnte (siehe auch Wirkfaktor 3-1).

3-6 Veränderung anderer standort-, vor allem klimarelevanter Faktoren

Hinweise auf eine Relevanz weiterer Wirkfaktoren dieser Gruppe liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

Das Thema "Beschattung" wird unter Wirkfaktor 3-5 behandelt.

4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Baubedingte Beeinträchtigungen sind prinzipiell den anlage- und betriebsbedingten Beeinträchtigungen vergleichbar (vgl. Wirkfaktoren 4-2 u. 4-3) und i. d. R. nur durch andere Elemente (z. B. Baustraßen, Baufelder) ausgelöst sowie zeitlich in ihrer Dauer beschränkt.

Die möglichen Konsequenzen für die Individuen und Bestände sind daher prinzipiell ebenfalls vergleichbar, in ihrer Intensität jedoch auf Grund der befristeten Dauer oft geringer bzw. durch Steuerung besser vermeidbar.

Bei einer aus der Bauausführung resultierenden Beseitigung von Habitaten (z. B. im Zuge der Baufeldberäumung) besteht zudem die Gefahr, dass es zur Tötung darin befindlicher Tiere (z. B. auch im Ei-, Raupen- oder Larvenstadium) kommt.

Der Wirkfaktor kann, auch bei temporärer Flächeninanspruchnahme, von Relevanz sein.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Anlagebedingte Barrierewirkungen können dann relevant sein, wenn bestehende Verbundkorridore zwischen verschiedenen Lebensstätten (z. B. Waldschneisen) durch vertikale Elemente beeinträchtigt oder komplett entwertet werden. L. dispar ist als ausbreitungsstark einzustufen. Da die Art auch auf neu entstandenen Kahlschlägen gefunden wurde (Hermann, unveröff.), ist davon auszugehen, dass übliche Barrieren wie Straßen, Bahntrassen, Gebäude oder Waldkulissen überwunden werden.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

"Diese [...] Funde im Gebiet machen deutlich, daß die Art in sogenannten Dispersionsflügen es immer wieder versucht, in günstigen Jahren Gebiete, die an das eigentliche Areal angrenzen, zu erobern, sofern sie keine natürlichen Hindernisse (z. B. Gebirge wie der höhere Schwarzwald!) darstellen. Dabei kann es durchaus zur Bildung kurzfristig standortfixierter, allerdings kaum dauerhafter Kleinpopulationen kommen."

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

"Die flugkräftigen Falter legen häufig weitere Strecken zurück und sind dann auch weitab vom Entwicklungshabitat an untypischen Standorten z. B. in Waldschneisen, auf Klee- und Luzernefeldern bei der Nahrungssuche zu beobachten."

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bei der Wirkungsprognose sind die qualitativen und quantitativen Betroffenheiten der Art durch anlagebedingte Barrierewirkungen und / oder Mortalität einzuschätzen (vgl. auch Lambrecht et al. 2004:147ff. zu individuenbezogenen Beeinträchtigungen). Dabei sind die Wirkintensität des Projekts und seiner Bestandteile (z. B. Lage im Raum, Dimension, Bauweise) und die Empfindlichkeit der Art (z. B. Mobilität, Aktionsräume, Fortbewegungsgeschwindigkeit, Bedeutung räumlich-funktionaler Beziehungen zw. Teilhabitaten) zu analysieren.

Es sind alle relevanten (Teil-)Habitate sowie die räumlich-funktionalen Beziehungen zwischen Teilhabitaten mit den vom Projekt beanspruchten Flächen zu überlagern. Grundsätzlich ist insbesondere die Betroffenheit der räumlich-funktionalen Beziehungen zwischen den verschiedenen Teilhabitaten einer Art auf Individuums- und / oder Bestandsniveau qualitativ und quantitativ einzuschätzen.

Es sind die quantitativen und qualitativen Funktionsverluste für die betroffenen Individuen bzw. (Teil-)Populationen zu beurteilen. Zudem ist die Beurteilung der vorhandenen Bestandsgrößen und eine Einschätzung der langfristigen Auswirkungen der Barrierewirkungen bzw. Mortalität auf die Bestände im Gebiet vorzunehmen.

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.

Eine Berücksichtigung etwaiger kumulativer Wirkungen additiver oder synergistischer Art durch andere Wirkfaktoren des Projekts / Plans oder im Zusammenwirken mit anderen Projekten / Plänen ist notwendig.

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

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Soweit die Art und deren Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder Barrierewirkung zwischen Teilhabitaten im Gebiet überschritten. Gleiches gilt, soweit eine projektbedingt erhöhte Mortalität eintreten kann.

Im Einzelfall gilt dies auch bei Zerschneidungswirkungen (Barriere und / oder Mortalität) zwischen dem Schutzgebiet und seiner Umgebung, wenn Hinweise auf dort vorkommende wesentliche Teillebensräume bzw. Teilbestände mit räumlich-funktionalen Beziehungen zum Gebiet vorliegen, sowie bei Zerschneidungswirkungen zwischen dem Schutzgebiet und anderen Schutzgebieten.

Für die Beurteilung einer etwaigen Betroffenheit von Beständen im Gebiet, sind Mobilität, Aktionsradien bzw. Ausbreitungspotenzial der Art zu berücksichtigen. Dabei sind die verschiedenen räumlich-funktionalen Beziehungen zwischen Teilhabitaten bzw. die unterschiedlichen Wanderbewegungen zu unterscheiden.

Um eine erhebliche Beeinträchtigung durch ein Vorhaben mit der rechtlich gebotenen Sicherheit ausschließen zu können, sind i. d. R. die oberen Angaben zu den Aktionsräumen heranzuziehen und auf die potenziell geeigneten Lebensräume im Untersuchungsgebiet zu übertragen. Vorhaben, die in größerem Abstand als diesem "Aktionsradius" geplant sind, können i. d. R. zu keinen relevanten Zerschneidungswirkungen führen.

Literaturangaben als Orientierungswerte für Aktionsräume, Wanderdistanzen bzw. Ausbreitungspotenzial sowie zu Flächenansprüchen sind - soweit für die Art nach aktuellem Auswertungsstand verfügbar - separat unter "Raumbedarf und Aktionsräume von Arten" zusammengestellt.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität der Barrierewirkung bzw. Mortalität. Unterschiedliche Intensitäten können auch auf die funktionale Differenzierung verschiedener betroffener Teilhabitate zurückgehen.

Die absolute und relative Dimension der Barriere- oder Fallenwirkung sind wesentliche Größen der Beurteilung. Hierbei ist der Bezug sowohl zur (Teil-)Habitatfläche wie auch zu Größenordnungen bzw. Anteilen betroffener Individuen herzustellen.

Wichtig für die Erheblichkeitsbeurteilung sind zudem die funktionale Bedeutung der einzelnen betroffenen Flächen bzw. räumlich-funktionalen Beziehungen sowie die zeitliche Dimension der Beeinträchtigung (Zeitpunkt, Häufigkeit und Dauer).

Soweit die Bestände der Art und ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Erheblichkeitsschwelle grundsätzlich bei jeder signifikanten Barrierewirkung zwischen Teilhabitaten im Gebiet überschritten.

Im Einzelfall gilt dies auch bei Zerschneidungswirkungen (Barriere und / oder Mortalität) zwischen dem Schutzgebiet und seiner Umgebung, wenn dort wesentliche Teillebensräume bzw. Teilbestände mit räumlich-funktionalen Beziehungen zum Gebiet vorkommen. Dies gilt gleichermaßen für Zerschneidungswirkungen zwischen dem Schutzgebiet und anderen Schutzgebieten, sofern hier maßgebliche räumlich-funktionale Beziehungen bestehen.

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.

Bernotat & Dierschke (2021) haben mit dem sog. Mortalitäts-Gefährdungs-Index (MGI) ein einheitliches Klassifizierungssystem für die Einstufung von Arten hinsichtlich ihrer Empfindlichkeit gegenüber zusätzlicher anthropogener Mortalität entwickelt. Über einen gestuften methodischen Ansatz wurden dabei sowohl verschiedene populationsbiologische Parameter wie die Mortalitätsrate, das maximale Lebensalter, das Alter beim Eintritt in die Reproduktion, das Reproduktionspotenzial, die Reproduktionsrate sowie Bestandsgröße und Bestandstrend der Arten als auch verschiedene naturschutzfachliche Parameter wie z. B. der Gefährdungsgrad, die Häufigkeit, der Erhaltungszustand und die nationale Verantwortlichkeit Deutschlands für die Arten berücksichtigt.

Daraus lassen sich nach einem einheitlichen und nachvollziehbaren Bewertungssystem - auch für Planungs- und Prüfungsentscheidungen - Hinweise zur Relevanz und Erheblichkeit des Verlustes einzelner Individuen ableiten. Die Differenzierung des MGI in 6 Haupt- bzw. 13 Unterklassen dient somit dazu, die Bewertung von Mortalitätsrisiken stärker zu objektivieren.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

L. dispar ist bundesweit stark gefährdet (Rote Liste 2) - vgl. auch die Gefährdungseinstufungen in den jeweiligen Bundesländern (Drews 2003c:519).

Wie die meisten Insektenarten weist die Art ein geringes individuelles Lebensalter und eine relativ hohe Fortpflanzungsrate auf.

Die Dauer des Larvenstadiums beträgt im Norden in der Regel 300-340 Tage. In Südwestdeutschland treten zwei Generationen auf. Die Larvenzeit der Sommergeneration dauert nur ca. 25 Tage und die der zweiten, überwinternden Generation 180-210 Tage. Der Falter schlüpft nach ca. 18 Tagen (10-24 Tage).
Die Falter leben ca. 25 Tage (17-34 Tage) (vgl. Drews 2003:516).

Bernotat & Dierschke (2021) haben die Art im Mortalitäts-Gefährdungs-Index in die MGI-Klasse IV.9 eingestuft, was einer "mäßigen" Mortalitätsgefährdung entspricht.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die betriebsbedingte Mortalität / Tötung von Schmetterlingen resultiert insbesondere aus Kollisionen mit Kraftfahrzeugen an Straßen oder Zügen, die i. d. R. zu direktem Tod oder aber zu schwerwiegenden Verletzungen (u. a. durch Verwirbelung) der Individuen führen. Die Tiere sind ggf. auf ihren Wanderungen zwischen verschiedenen Teilhabitaten oder im Rahmen der (ungerichteten) Ausbreitung betroffen. Die aus bestimmten Formen der Nutzungsausübung (z. B. Landwirtschaft) resultierende Mortalität wird unter Wirkfaktor 2-3 behandelt.

Eine betriebsbedingte Barrierewirkung entsteht dann, wenn die Mortalität / Tötung aufgrund kritischer räumlicher Konstellationen ein hohes Maß annimmt oder wenn andere Faktoren (s. unter Wirkfaktorgruppe 5) zur Störung bzw. Meidung bestimmter Bereiche führen und somit eine Barrierewirkung herbeiführen oder verstärken. Barrierewirkungen führen zu Lebensraumzerschneidung und somit u. a. zur Beeinträchtigung bzw. Trennung räumlich-funktionaler Beziehungen zw. Teilhabitaten, zu Verinselung, Verhinderung des Individuen- / Genaustauschs zw. Populationen bzw. einer Neubesiedelung von Habitaten.

Barrierewirkungen / Mortalität können - abhängig vom Umfang - zu Verlust von (Teil-)Habitaten, Bestandsrückgang oder zu Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-)Populationen führen.

Angaben zur Mortalität von Schmetterlingen an Straßen oder Schienenwegen sowie einige Fakten und Beispiele finden sich z. B. bei v. Rheinbaben (1991), Hammerich (1993), Brehm & Brehm (1997), Skórka et al. (2013), Skórka et al. (2015), Borda-de-Água et al. (2017) oder Skórka et al. (2018).

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Der Autor untersuchte zwischen dem 27.04. und 07.10.1992 das durch den Straßenverkehr getötete Tierartenspektrum (Vögel, Libellen, Tag- und Nachtfalter) entlang eines 1,5 km langen Teilabschnitts einer Kreisstraße (7.000-13.000 Kfz/Tag; vorgeschriebene Maximalgeschwindigkeit 70 km/h), die einen Schilf- und Feuchtwiesenkomplex durchläuft. Unter den festgestellten 3.388 durch den Verkehr getöteten Großinsekten waren Tag- und Dickkopffalter mit 2.060 Individuen aus 30 Arten und Nachtfalter mit 767 Individuen aus 99 Arten (darunter zusammen 48 nach Roter Liste gefährdete Arten) enthalten (Hammerich 1993:160ff.).

"Bei allen Wirbellosen haben Luftverwirbelungen, die von Fahrzeugen verursacht werden, eine weitaus größere Wirkung als bei flugfähigen Vertebraten. Damit vervielfacht sich der von einem Automobil ausgehende Gefährdungsraum auf diese Tiergruppen. Wie Beobachtungen ergaben, sind Großfahrzeuge in dieser Hinsicht besonders wirkungsvoll. Besonders starke Auswirkungen hatte der Straßenverkehr vermutlich auf die Lokalpopulationen einiger massenweise getöteten Arten" (Hammerich 1993:149f.).

"In kühlen Nächten wird die wärmespeichernde Straßentrasse, von den auf Wärme reagierenden Nachtfaltern aufgesucht, die sich im Fluge überdies bevorzugt an der durch die Straße erzeugten Biotopstufe als Leitlinie orientieren [...]." Besonders der Nachtfalterart Piludoria potatoria "wurde diese Verhaltensweise an der Untersuchungsstrecke zum Verhängnis". "Vor allem die schwärmenden Männchen wurden in großen Mengen durch den Straßenverkehr getötet." Hier muss eine "Gefährdung oder zumindest eine starke Schwächung der lokalen Population angenommen werden" (Hammerich 1993:150).

Der Autor geht davon aus, dass die hohen Verlustzahlen bei einigen Arten negative Auswirkungen in "bestandsbedrohendem Umfang" auf die lokale Population haben können (Hammerich 1993:160ff.).

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Von den Autoren wurden in einem Bereich mit Bundesstraße und Schienenweg angrenzend an ein Naturschutzgebiet sehr hohe Individuenverluste von Schmetterlingen festgestellt. Unter den 25 Arten waren neben Iphiclides podalirius (Segelfalter), Papilio machaon (Schwalbenschwanz), Limenitis camilla (Kleiner Eisvogel) und Euplagia quadripunctaria (Spanische Flagge) auch 30 Parnassius apollo vinningensis (Mosel-Apollofalter). Insbesondere für diese Art halten die Autoren die hohen Verkehrsverluste als für die Population nicht zu vernachlässigen. Das Beispiel verdeutlicht, dass es Fallkonstellationen geben kann, in denen verkehrsbedingte Mortalität auch bei Tagfaltern zu erheblichen Beeinträchtigungen führen könnte.

"Die größte Anzahl an toten Faltern fanden wir in einem ca. 1 km langen Abschnitt der Bundesstraße 49 im Bereich des Naturschutzgebietes (NSG) Dortebachtal zwischen Klotten und Pommern. Die Mosel verläuft hier von West nach Ost. An ihrem Nordufer befindet sich die B 49. Parallel dazu, einen schmalen Streifen Reben einschließend, verläuft die Strecke Trier-Koblenz der Bahn, an die nördlich das Naturschutzgebiet anschließt. In der Woche vom 9.-16.7.1995 fanden wir bei täglich ein bis zwei Kontrollen an der Straße über 30 tote Apollofalter [...]. Die Zählungen wurden nicht unter streng standardisierten Bedingungen durchgeführt. Die quantitative Angabe von über 30 Exemplaren des Apollos dürfte geringer sein als die tatsächliche Zahl verunglückter Falter. [...] Es zeigte sich, daß die toten Falter vom Fahrtwind der Fahrzeuge weiter weg in die Straßenbankette gewirbelt wurden. Dort waren sie in höherer Vegetation nicht leicht zu entdecken. Teilweise gerieten sie auch die steile Böschung bzw. Mauer zur Mosel hinab, so daß sie nicht erfaßt werden konnten. Tiere, die beispielsweise auf dem Kühlergrill von Fahrzeugen hängenblieben, blieben ebenso ungezählt" (Brehm & Brehm 1997:33).

"Viele Falter versammelten sich z. B. an wenigen Wasserdost-Pflanzen (Eupatorium cannabinum) am südlichen Rande des Gebietes neben der Eisenbahnstrecke. Wiederholt wurden Falter bei ihrer gefährlichen Passage zum Moselufer über die stark befahrene B 49 beobachtet. Dort blühte üppig Echter Dost (Origanum vulgare) [...]. Die attraktiven Blüten des Moselufers stellten eine 'Falle' für die hungrigen Falter dar. Nach unserem Eindruck werden relativ schwere Insekten wie der Apollo häufiger von Fahrzeugen erfaßt als leichte, die eher fortgewirbelt werden können. Welche Auswirkungen haben die Bundesstraße und die Bahnstrecke aber nun tatsächlich auf die Population?"

"Für die 1983 ausgestorbene Population des Apollos im Höllental im Schwarzwald nennt NIKUSCH (1993) auch den Verkehr als Gefährdungsfaktor: "Auf der Suche nach Blütenpflanzen gerieten die Falter immer wieder auf die stark frequentierte Bundesstraße oder die Bahngleise und fielen dabei dem Verkehr zum Opfer. Tote bzw. verletzte Tiere konnten noch in den letzten Jahren vor dem Aussterben mehrfach am Straßenrand bzw. zwischen den Bahngleisen beobachtet werden.'"

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bei der Wirkungsprognose sind die qualitativen und quantitativen Betroffenheiten der Art durch betriebsbedingte Barrierewirkungen und / oder Mortalität einzuschätzen (vgl. auch Lambrecht et al. 2004:147ff. zu individuenbezogenen Beeinträchtigungen). Dabei sind die Wirkintensität des Projekts und seiner Bestandteile (z. B. Lage im Raum, Verkehrsintensität u. -geschwindigkeit) und die Empfindlichkeit der Art (z. B. Mobilität, Aktionsräume, Fortbewegungsgeschwindigkeit, Verhalten bei Gefahr, räumlich-funktionale Beziehungen) zu analysieren.

Es sind alle relevanten (Teil-)Habitate sowie die räumlich-funktionalen Beziehungen zwischen Teilhabitaten mit den vom Projekt beanspruchten Flächen zu überlagern. Grundsätzlich ist insbesondere die Betroffenheit der räumlich-funktionalen Beziehungen zwischen den verschiedenen Teilhabitaten einer Art auf Individuums- und / oder Bestandsniveau qualitativ und quantitativ einzuschätzen.

Es sind die quantitativen und qualitativen Funktionsverluste für die betroffenen Individuen bzw. (Teil-)Populationen zu beurteilen. Zudem ist die Beurteilung der vorhandenen Bestandsgrößen und eine Einschätzung der langfristigen Auswirkungen der Barrierewirkungen bzw. Mortalität auf die Bestände im Gebiet vorzunehmen.

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.

Eine Berücksichtigung etwaiger kumulativer Wirkungen additiver oder synergistischer Art durch andere Wirkfaktoren des Projekts / Plans oder im Zusammenwirken mit anderen Projekten / Plänen ist notwendig.

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

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Soweit die Art und deren Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder Barrierewirkung zwischen Teilhabitaten im Gebiet überschritten. Gleiches gilt, soweit eine projektbedingt erhöhte Mortalität eintreten kann.

Im Einzelfall gilt dies auch bei Zerschneidungswirkungen (Barriere und / oder Mortalität) zwischen dem Schutzgebiet und seiner Umgebung, wenn Hinweise auf dort vorkommende wesentliche Teillebensräume bzw. Teilbestände mit räumlich-funktionalen Beziehungen zum Gebiet vorliegen, sowie bei Zerschneidungswirkungen zwischen dem Schutzgebiet und anderen Schutzgebieten.

Für die Beurteilung einer etwaigen Betroffenheit von Beständen im Gebiet, sind Mobilität, Aktionsradien bzw. Ausbreitungspotenzial der Art zu berücksichtigen. Dabei sind die verschiedenen räumlich-funktionalen Beziehungen zwischen Teilhabitaten bzw. die unterschiedlichen Wanderbewegungen zu unterscheiden.

Um eine erhebliche Beeinträchtigung durch ein Vorhaben mit der rechtlich gebotenen Sicherheit ausschließen zu können, sind i. d. R. die oberen Angaben zu den Aktionsräumen heranzuziehen und auf die potenziell geeigneten Lebensräume im Untersuchungsgebiet zu übertragen. Vorhaben, die in größerem Abstand als diesem "Aktionsradius" geplant sind, können i. d. R. zu keinen relevanten Zerschneidungswirkungen führen.

Literaturangaben als Orientierungswerte für Aktionsräume, Wanderdistanzen bzw. Ausbreitungspotenzial sowie zu Flächenansprüchen sind - soweit für die Art nach aktuellem Auswertungsstand verfügbar - separat unter "Raumbedarf und Aktionsräume von Arten" zusammengestellt.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität der Barrierewirkung bzw. Mortalität.

Die absolute und relative Dimension der Barriere- oder Fallenwirkung sind wesentliche Größen der Beurteilung. Hierbei ist der Bezug sowohl zur (Teil-)Habitatfläche wie auch zu Größenordnungen bzw. Anteilen betroffener Individuen herzustellen.

Wichtig für die Erheblichkeitsbeurteilung sind zudem die funktionale Bedeutung der einzelnen betroffenen Flächen bzw. räumlich-funktionalen Beziehungen sowie die zeitliche Dimension der Beeinträchtigung (Zeitpunkt, Häufigkeit und Dauer).

Soweit die Bestände der Art und ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Erheblichkeitsschwelle grundsätzlich bei jeder signifikanten Barrierewirkung zwischen Teilhabitaten im Gebiet überschritten.

Im Einzelfall gilt dies auch bei Zerschneidungswirkungen (Barriere und / oder Mortalität) zwischen dem Schutzgebiet und seiner Umgebung, wenn dort wesentliche Teillebensräume bzw. Teilbestände mit räumlich-funktionalen Beziehungen zum Gebiet vorkommen. Dies gilt gleichermaßen für Zerschneidungswirkungen zwischen dem Schutzgebiet und anderen Schutzgebieten, sofern hier maßgebliche räumlich-funktionale Beziehungen bestehen.

Für die Bewertung einer projektbedingt erhöhten Mortalität sind ggf. 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.

Bernotat & Dierschke (2021) haben mit dem sog. Mortalitäts-Gefährdungs-Index (MGI) ein einheitliches Klassifizierungssystem für die Einstufung von Arten hinsichtlich ihrer Empfindlichkeit gegenüber zusätzlicher anthropogener Mortalität entwickelt. Über einen gestuften methodischen Ansatz wurden dabei sowohl verschiedene populationsbiologische Parameter wie die Mortalitätsrate, das maximale Lebensalter, das Alter beim Eintritt in die Reproduktion, das Reproduktionspotenzial, die Reproduktionsrate sowie Bestandsgröße und Bestandstrend der Arten als auch verschiedene naturschutzfachliche Parameter wie z. B. der Gefährdungsgrad, die Häufigkeit, der Erhaltungszustand und die nationale Verantwortlichkeit Deutschlands für die Arten berücksichtigt.

Daraus lassen sich nach einem einheitlichen und nachvollziehbaren Bewertungssystem - auch für Planungs- und Prüfungsentscheidungen - Hinweise zur Relevanz und Erheblichkeit des Verlustes einzelner Individuen ableiten. Die Differenzierung des MGI in 6 Haupt- bzw. 13 Unterklassen dient somit dazu, die Bewertung von Mortalitätsrisiken stärker zu objektivieren.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

L. dispar ist bundesweit stark gefährdet (Rote Liste 2) - vgl. auch die Gefährdungseinstufungen in den jeweiligen Bundesländern (Drews 2003c:519).

Wie die meisten Insektenarten weist die Art ein geringes individuelles Lebensalter und eine relativ hohe Fortpflanzungsrate auf.

Die Dauer des Larvenstadiums beträgt im Norden in der Regel 300-340 Tage. In Südwestdeutschland treten zwei Generationen auf. Die Larvenzeit der Sommergeneration dauert nur ca. 25 Tage und die der zweiten, überwinternden Generation 180-210 Tage. Der Falter schlüpft nach ca. 18 Tagen (10-24 Tage).
Die Falter leben ca. 25 Tage (17-34 Tage) (vgl. Drews 2003:516).

Bernotat & Dierschke (2021) haben die Art im Mortalitäts-Gefährdungs-Index in die MGI-Klasse IV.9 eingestuft, was einer "mäßigen" Mortalitätsgefährdung entspricht.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Es liegen keinerlei Anhaltspunkte dafür vor, dass dieser Faktor relevant sein könnte; Hinweise auf Lärmreaktionen tagaktiver Schmetterlinge bestehen nicht.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Tagaktive Schmetterlinge können bei Annäherung / Schattenwurf im Nahbereich gestört werden und auffliegen. Es liegen jedoch keinerlei Anhaltspunkte dafür vor, dass dieser Faktor im Rahmen der FFH-VP Relevanz entfalten könnte.

5-3 Licht

Die Art ist tagaktiv. Obwohl auch bei Tagfaltern wenige Fälle bekannt sind, in denen einzelne Individuen durch Licht angelockt wurden, ist nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht von einer Relevanz dieses Faktors auszugehen.

5-4 Erschütterungen / Vibrationen

Es liegen keinerlei Hinweise darauf vor, dass dieser Faktor relevant sein könnte.

5-5 Mechanische Einwirkung (Wellenschlag, Tritt)

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors liegen nicht vor. Eine extensive Beweidung durch Schafe ist möglich, da die vom Falter benötigten Ampferarten nicht befressen werden. Vorkommen von L. dispar auf beweideten Flächen sind bekannt (Hermann 1997:21).

Falls es durch Tritt oder Befahren zu Bodenverdichtungen käme, welche die Fraßpflanzen nicht mehr tolerieren, wäre der Wirkfaktor jedoch relevant.

Da die nicht sauren Ampferarten als Pionierpflanzen bevorzugt an offenen Bodenstellen keimen (Sebald et al. 1990:560ff.), begünstigen Maßnahmen wie das alternierende Umpflügen von Teilbereichen der Habitate die Wuchsbedingungen für die Raupenfraßpflanzen.

6-1 Stickstoff- u. Phosphatverbindungen / Nährstoffeintrag

Stickstoffeinträge dürften für die Fraßpflanzen eher positiv sein, da diese eine hohe Stickstofftoleranz zeigen. R. obtusifolius gilt als Verschmutzungszeiger, der an übermäßig stickstoffreichen Standorten konzentriert vorkommt (Ellenberg 1992:137).

Als ursprüngliche Flussauen-Art ist L. dispar an regelmäßige Nährstoffeinträge durch Überflutung angepasst. Heute weicht die Art häufig auf die Kontaktzone zu intensiv landwirtschaftlich genutzten Flächen aus, da die Eutrophierung dort die Ausbreitung der stickstoffliebenden Raupenfraßpflanzen R. obtusifolius und R. crispus fördert.

6-2 Organische Verbindungen

Unter diesem Wirkfaktor werden sämtliche Arten von organischen Verbindungen bzw. Umweltchemikalien gefasst, die Pflanzen wie Tiere schädigen können (vgl. auch "Vertiefende Ausführungen" unter "Wirkfaktoren").

Endokrin wirksame oder hormonaktive Stoffe werden unter Wirkfaktor 6-8 und Pestizide werden unter Wirkfaktor 8-3 behandelt.

Organische Verbindungen können akkumuliert (meist im Fettgewebe) werden und wirken oft erst bei der Reproduktion oder unter physischen Belastungen (z. B. Häutungen, Schlupf) beeinträchtigend oder schädigend.

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

Eine Übersichtsarbeit, die sich u.a. mit der Auswikung von organischen Verbingungen auf Lepidoptera beschäftigt, haben Mulé et al. (2017) bereitgestellt.

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor (siehe aber Wirkfaktor 6-1).

6-3 Schwermetalle

Grundsätzlich können Schwermetalle bei Tieren verschiedenste schädigende Wirkungen entfalten (vgl. "Vertiefende Ausführungen" unter "Wirkfaktoren").

Beispiele für Lepidoptera finden sich bei Baghban et al. (2014), Azam et al. (2015), Elela & Elsayed (2015), HongMei et al. (2015), HongMei & HongYi (2016), Ali et al. (2019), Islam et al. (2019), Zhang et al. (2020).

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors für FFH-Arten dieser Artengruppe liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand jedoch nicht vor.

6-4 Sonstige durch Verbrennungs- u. Produktionsprozesse entstehende Schadstoffe

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

6-5 Salz

Ein Salzeintrag kann insbesondere über das zuführende Oberflächen- und Grundwasser in besiedelte Feuchtstandorte von Bedeutung sein, da die befressenen Ampferarten nicht salzertragend sind (Ellenberg 1992:137).

6-6 Depositionen mit strukturellen Auswirkungen (Staub / Schwebst. u. Sedimente)

Direkte oder indirekte Beeinträchtigungen insbesondere der Fraßpflanzen sind bei relativ starker Belastung z. B. durch Staub nicht auszuschließen. Konkrete Angaben konnten bislang jedoch nicht ermittelt werden.

Hinweise auf sonstige mögliche Wirkungen liegen nicht vor (vgl. auch "Vertiefende Ausführungen").

6-7 Olfaktorische Reize (Duftstoffe, auch: Anlockung)

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor (vgl. a. "Vertiefende Ausführungen").

Ob und in welchem Maße olfaktorische Reize v. a. für die Partnerfindung und Eiablage eine Rolle spielen, ist nicht bekannt. Allerdings ist die potenzielle Rezeption als sehr empfindlich und spezifisch zu vermuten.

6-8 Endokrin wirkende Stoffe

Eine Überblicksarbeit zu den Effekten von neuartigen, hochgradig toxischen Insektiziden (Gruppe Diacylhydrazine (DAH): Hemmern der Häutungshormone) liegt von Nakagawa (2007) vor, jedoch nur auf Zielorganismen und nicht auf Nicht-Zielorganismen. Hierbei wirken die DAH Tebufenozid, Methoxyfenozid, Chromafenozide vor allem gegen Schmetterlinge und Halofenozid v. a. gegen Käfer.

Arbeiten, die sich mit den Effekten dieser neuartigen Insektizide, die als hormonaktive Stoffe die Häutung beeinflussen, auf gefährdete Arten oder FFH-Arten beschäftigen, konnten bislang nicht ermittelt werden.

6-9 Sonstige Stoffe

Hinweise auf eine Relevanz sonstiger Stoffe liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

7-1 Nichtionisierende Strahlung / Elektromagnetische Felder

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

7-2 Ionisierende / Radioaktive Strahlung

Grundsätzlich sind alle Tiere gegenüber radioaktiver Strahlung empfindlich, da diese eine direkt schädigende Wirkung auf die Zelle als kleinster biologischer Einheit haben und zelluläre Bestandteile und hier insbesondere die zelluläre Erbsubstanz (DNS) verändern oder zerstören kann (vgl. "Vertiefende Ausführungen" unter "Wirkfaktoren").

Bakri et al. (2021) stellen die Bestrahlung von Insekten (darunter auch Lepidoptera) als eine Möglichkeit dar, diese zu sterilisieren, da Stamm- und Keimzellen besonders sensitiv auf Strahlung reagieren. Dies zeigt, dass radioaktive Strahlung zur Unfruchtbarkeit bei Insekten führen kann. Dabei beträgt die für die Sterilisation benötigte Dosis von weniger als 5 Gy bis hin zu 400 Gy. Darüber hinaus schreiben sie, dass radioaktive Strahlung auf somatische Zellen folgende Auswirkungen haben kann: "the development of abnormalities, a reduction in lifespan, flight ability, mating propensity, and nutrition, and finally insect death."

8-1 Management gebietsheimischer Arten

Es sind keine Tierarten bekannt, die regelmäßig ausgebracht werden und auf die Art konkurrierend bzw. verdrängend wirken.

8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten

Die Anpflanzung von Gehölzen (s. a. Wirkfaktor 2-1) oder die Ausbreitung von Neophyten z. B. an Grabenrändern kann zur Verdrängung der Fraßpflanzen und damit zur Beeinträchtigung der Art führen. Konkrete Hinweise für eine Relevanz dieses Faktors liegen jedoch nicht vor.

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. Häutungshemmer wie Dimilin und Bacillus thuringiensis kurstaki, die zur Bekämpfung des Schwammspinners eingesetzt werden, wirken auch für Tagfalterraupen tödlich. Konkrete Hinweise zu den Auswirkungen dieser Insektizide auf die Entwicklungsstadien von L. dispar liegen jedoch nicht vor.

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

Santovito et al. (2020:ff.) erforschten die Auswirkungen der Verwendung von Glyphosat auf Reisfeldern in Norditalien auf den Große Feuerfalter (Lycaena dispar). In Rovasenda (Vercelli, Piemont) wurden Anfang September 2019 Eier von Großen Feuerfaltern auf Ampfer (Rumex spp.) gesammelt und deren Micronuclei analysiert. Trotz der subletalen Dosis erhöhten Herbizide auf Basis von Glyphosat das Level von Genom-Schäden in Larven der Großen Feuerfalter signifikant: "[S]ublethal exposure to glyphosate-based herbicide Roundup® is able to induce, in L. dispar larvae, a significantly increased level of genomic damage, in terms of a higher frequency of MNi. Increased levels of MNi reflect a condition of genomic instability that can result in a reduction of vitality and an increased extinction risk." Die Falter sind in den italienischen Reisfeldern Futterknappheit und Agrochemikalien ausgesetzt. Dies führt zu einer reduzierten Fitness mit erhöhtem Risiko der lokalen Ausrottung. Theoretisch bieten Reisfelder einen alternativen Lebensraum für feuchteliebende Arten wie den Großen Feuerfalter, in der Praxis beeinträchtigen Agrochemikalien deren Überleben dort. Eine Lösung könnte die Einschränkung der Chemikalien darstellen.

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 L. dispar 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.

9-1 Sonstiges

Hinweise auf eine Relevanz sonstiger Wirkfaktoren liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.