8-1 Management gebietsheimischer Arten

Management gebietsheimischer Tierarten kann sich als Nutzung, Vergrämung oder Regulierung durch Jagd bzw. Hege direkt und indirekt auch auf Vogelbestände auswirken. Das Management kann Fütterungen sowie Entwurmungen und Immunisierungen als tiermedizinische Prophylaxe umfassen. Damit entfernen sich jagdliche Nutzung und die genutzten/bejagten Bestände von natürlicher Selektion und Dichteregulation z. B. durch jahreszeitliche Verknappung von Nahrungsressourcen, Parasitenbefall oder Epidemien. Das Management nimmt damit Formen von Tierhaltungen im Freiland an, die über unnatürliche Wildtierdichten u. a. Eingriffe in Räuber-Beute-Beziehungen darstellen.

Für Vogelarten mit Jagdzeiten - v. a. für Wasservogelarten - stellen jagdliche Nutzungen auch mehr oder weniger umfangreiche Populationsentnahmen dar. Das Spektrum nutzbarer Arten kann dabei auch paradoxer Weise bestandsgefährdete Arten wie z. B. das Rebhuhn umfassen, für dessen Population in Europa ein ungünstiger Erhaltungsstatus ausgewiesen ist (BirdLife International 2004).

Indirekte Auswirkungen ergeben sich für fischfressende Vogelarten über die Förderung von Nutzfischen durch die Fischerei. In der Fischereiwirtschaft kann die Förderung bestimmter (Raub-) Fischarten durch Besatz die Arten- und Individuendichte von Kleinfischarten drastisch verringern (Werner, zit. in Richarz et al. 2001:388ff.). Kleinfische stellen für zahlreiche Vogelarten wie Schwarzstorch, Trauerseeschwalbe oder Eisvogel die wichtigste Nahrungsgrundlage dar (s. Ausführungen zu artspezifischen Empfindlichkeiten dieser Arten).

Darüber hinaus werden in zunehmendem Umfang kooperative Maßnahmen von Landwirtschaft und Naturschutz zur Lenkung von Nahrung suchenden Rastvögeln wie z. B. Gänsen oder Kranichen durchgeführt (z. B. Haase et al. 1999). Managementvarianten verfolgen im Wesentlichen folgende Zielsetzungen:

- Abwehr der Vögel von potenziellen Schadflächen, Duldung auf allen Flächen, die nicht schadensträchtig sind,
- Aufwertung von Ablenkflächen für die Vögel, Abwertung (Reduzierung der Attraktivität) potenzieller Schadflächen für die Vögel und Minderung der verbleibenden Gefährdung.

Managementmaßnahmen im Rahmen von Naturschutzprojekten entsprechen in der Regel abgewogenen Naturschutzzielen mit günstigen Effekten für die vorrangig zu schützenden Arten. Hingegen können Vergrämungsmaßnahmen im Land-, Obst- und Weinbau in großem Umfang Rast- und Nahrungshabitate beeinträchtigen oder vollständig entwerten. Schadensmuster und Schadensfälle, Methoden zur Vogelabwehr im Bereich landwirtschaftlich genutzter Flächen und deren rechtliche Grundlagen sowie Handlungsempfehlungen für Präventiv- und Abwehrmaßnahmen haben Rösner & Isselbächer (2003) in Zusammenarbeit mit der Staatlichen Vogelschutzwarte für Hessen, Rheinland-Pfalz und das Saarland (Frankfurt/Main) umfassend für ein naturschutzverträgliches Management zur Abwehr von Vögeln zusammengestellt.

Konsequenzen des Managements heimischer Tierarten können - abhängig vom Umfang - z. B. Verlust von Teilhabitaten, Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen sein.

8-1 Management gebietsheimischer Arten

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten

Die Einführung, Förderung und Ausbreitung gebietsfremder Tierarten kann über Konkurrenz oder Prädation Auswirkungen auf Vogelpopulationen haben. Über direkte Einwirkungen hinaus können Ausbreitung oder gezielte Förderung gebietsfremder Pflanzenarten u. U. Habitatstrukturen und -qualitäten von Vogellebensräumen beeinträchtigen. Folgewirkungen stellen sich besonders problematisch dar, wenn es sich bei den Neobiota um invasive Arten handelt. Invasive Tier- und Pflanzenarten, die mit ihrer Ausbreitung Lebensräume, Arten oder Ökosysteme in kurzer Zeit beeinträchtigen und daher der biologischen Vielfalt schaden können, werden von der Europäischen Union (2019) im Rahmen von Durchführungsverordnungen benannt und fortlaufend aktualisiert.

Häufig sind Ausbreitungen gebietsfremder Tierarten Begleiterscheinungen von Haltung und Zucht, aus der diese Tiere entkommen sind und sich erfolgreich ausbreiten konnten. Neozoen wie z. B. Waschbär (Review in Bartoszewicz 2006), Marderhund (Review in Kowalczyk 2006), Frettchen (Zuchtform des Iltis) oder Mink (Macdonald & Harrington 2003, Moore et al. 2003) können als Prädatoren eine zusätzliche Gefährdung der Bestandssituation seltener Vogelarten darstellen. So konnte Kelm (2008:36) Beeinträchtigungen von Seeadlerbruten durch Waschbären nachweisen, die besetzte Horste übernahmen und als Tageseinstand nutzten. In Natura 2000-Gebieten ergeben sich u.U. Beeinträchtigungen der Erhaltungsziele, die Schutzmaßnahmen erfordern.

Wanderratten (z. B. Lovegrove 1996, Major et al. 2006), Hausratten (z. B. Norman 1975, Penloup et al. 1997, Seto & Conant 1996, Thibault 1995), verwilderte Hauskatzen (z. B. Bonnaud et al. 2007, Hughes et al. 2007, Kawakami & Fujita 2004, MacLean et al. 2008) oder auch Hausmäuse (z. B. Wanless et al. 2007, Angel et al. 2009) haben häufig Einfluss auf Vögel durch Prädation.

In Konkurrenzsituationen können eingeführte gebietsfremde Arten auch Einfluss auf die Entwicklung der Körpergröße und damit auf die Morphologie von heimischen Arten haben. Hintergrund sind z. B. Habitatwechsel in weniger geeignete, aber prädatorenärmere Rückzugsgebiete. Gleiche Langzeiteffekte können sich infolge der Jagd durch den Menschen ergeben. Selektion nach Größe und, damit verbunden, durch Jagd/Prädation in fruchtbaren Lebensräumen, kann sich über Generationen sogar dahingehend auswirken, dass in der Systematik von verschiedenen Arten ausgegangen wird (Theuerkauf & Roman 2018).

Die Nilgans kann als invasive Art zu einer interspezifischen Konkurrenz für Nachnutzer von Greifvogelnestern heimischer Arten werden (van Dijk 1997). Es gibt jedoch Hinweise darauf, dass bei dieser Art auch eine natürliche Ausbreitung möglich erscheint, womit die Konkurrenzsituation ein natürliches Phänomen wäre (Adolphi 2019).

Vergleichbare Sachverhalte können sich auch bei heimischen Arten wie Igeln oder Marderartigen ergeben. In Gebiete eingeschleppt, die von diesen Arten ursprünglich nicht besiedelt waren, dezimieren sie als gebietsfremde Arten z. B. auf den Nord- und Ostseeinseln den Bruterfolg von koloniebrütenden Küstenvögeln (Langgemach & Bellebaum 2005, BIOS 2007). Insbesondere dann ergibt sich ein dringender und konsequenter Handlungsbedarf.

Einführung, Förderung und Ausbreitung gebietsfremder Pflanzenarten können Habitatstrukturen von Vogellebensräumen und deren Nahrungsangebot nachhaltig verändern. So haben z. B. Untersuchungen von Müller et al. (1994) gezeigt, dass der großflächige Anbau fremdländischer Baumarten zumindest Auswirkungen auf die Siedlungsdichte von Brutvögeln haben kann. Im Vergleich der Besiedlung von Fichten- und Douglasienbeständen zeigte sich eine etwa um die Hälfte geringere Gesamtzahl aller Reviere. Als Hauptursache wird die eingeschränkte Eignung als Lebensraum für heimische Insekten und das daraus resultierende geringere Nahrungsangebot in Douglasienbeständen aufgrund der Verdunkelung des Bestandes diskutiert. Beim Umgang mit den Folgen des Klimawandels wird in Wirtschaftsforsten bei der Suche nach geeigneten Baumarten z.T. verstärkt auf Douglasien, Küstentannen und Roteichen gesetzt. Der Einsatz fremdländischer Baumarten in der forstlichen Intensivierungspraxis ist jedoch naturschutzfachlich i. d. R. kritisch zu bewerten und auf seine Verträglichkeit mit den Erhaltungszielen zu überprüfen (s. Wirkfaktor 2-3).

Vorrangig strukturelle Auswirkungen sind bei der Späten Traubenkirsche Prunus serotina problematisch, die auf Sandmagerrasen, Heiden und Dünen aufgrund der großen Trockenresistenz schnell die Sukzession zu Wald einleitet (Kowarik 2003), so dass die Habitatstrukturen dieser offenen Lebensraumtypen für daran angepasste Vogelarten verloren gehen können.

Mehr als die Hälfte der invasiven wildlebenden Wirbeltiere in Deutschland wird durch den Klimawandel gefördert (Nehring et al. 2015). Die Autoren gehen für die Zukunft von einer weiteren Verstärkung der Ausbreitungsdynamik dieser Arten aus. Innerhalb dieser Entwicklung werde die mehr oder weniger enge Bindung wärmeliebender Neozoen an menschliche Ballungsräume (Invasions-Hotspots) schwächer und zunehmend würden auch ländliche Räume besiedelt.

Eine Übersicht zum Umgang mit invasiven Arten sowie Aufsätze zu Grundlagen (Heger & Trepl 2008, Klingenstein & Otto 2008, Köck 2008), Strategien (Alberternst et al. 2008), Konzepten (Gigon 2008) und Instrumenten rechtlicher und fachlicher Art (Essl et al. 2008, Kowarik 2008) wurde von Klingenstein & Böhmer (2008) zusammengestellt.

Weitere Informationen zu invasiven Neozoen und Neophyten unter:
http://www.neozoa.de/ (zuletzt aufgerufen am 19.11.2021) beschränkt sich auf die Situation des Makrozoobenthos;
http://www.neobiota.de/, die vollständigen Steckbriefe der invasiven und potenziell invasiven Vogelarten sowie Informationen zu allen anderen gebietsfremden Vogelarten sind in den BfN-Skripten 409 (Nehring et al. 2015) verfügbar;
http://neobiota.info/Downloads.php, Downloads und Links zu deutsch- und englischsprachigen Webseiten sowie zu Infomaterial der Bundes- und Landesbehörden (zuletzt aufgerufen am 19.11.2021);
Von der Invasive Species Specialist Group (ISSG) der IUCN Species Survival Commission wird die Nutzung einer Datenbank angeboten, die Informationen zu Ökologie und Verbreitung der Arten, zum Management, ökologischen Auswirkungen und sehr ausführlich weiterführende Links und weiterführende Publikationen zusammenstellt:
http://www.issg.org/database/welcome/ (zuletzt aufgerufen am 19.11.2021).

8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

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

Der Einsatz von Pestiziden in Vogellebensräumen ist im Wesentlichen auf Anwendungen in der land-, forst- und fischereiwirtschaftlichen Bewirtschaftung zurückzuführen. Auswirkungen ergeben sich durch Schadstoffakkumulation im Vogelorganismus über die Nahrungskette. Je nach Trophieebene sind Vogelarten unterschiedlichen Belastungssituationen, Rückgangstrends und Schadwirkungen (z. B. Abnahme der Eischalendicke, geringere Reproduktion, akute und chronische Vergiftungen) ausgesetzt (Becker 2003). Direkte Verluste bewirken Giftköder, sekundäre Vergiftungen oder die Nahrungsaufnahme vergifteter Tierarten. Zu den Langzeitfolgen persistenter (langlebiger) Gifte gehören auch endokrine Wirkungen (s. Wirkfaktor 6-8).

Eine hohe Dunkelziffer von Vergiftungen ist auf den illegalen Einsatz in Ködern zur Bekämpfung von Greifvögeln, Füchsen, Mardern oder Krähen zurückzuführen. Langzeituntersuchungen deuten darauf hin, dass es sich dabei nicht um Einzelfälle handelt, sondern um ein flächendeckendes Problem. Fakultative Aasfresser wie z. B. die Arten Rotmilan und Seeadler sind besonders anfällig für Vergiftungen (Hegemann 2004, Hegemann & Knüwer 2005). Verbreitung, Ausmaß und eine Zusammenstellung betroffener Arten der illegalen Tötung von Greifvögeln dokumentieren Hirschfeld et al. (2017). Demnach war die mit Abstand häufigste Todesursache von 24 Greifvogel- und Eulenarten eine Vergiftung mit Insektiziden aus den Gruppen der Organophosphate und Carbamate (z.B. Carbofuran, Aldicarb, Parathion "E605").

Pestizideinsatz führt sekundär zur Verknappung von Nahrungstieren. So werden z.B. zur Bekämpfung von Insektenkalamitäten, z.B. von Eichenspinner- oder Stechmückenlarven, Häutungshemmer eingesetzt (Timmermann & Becker 2003), die zwar keine direkte Gefährdung für Vögel darstellen, aber lokal die Nahrungsgrundlage für insektenfressende Vögel vernichten und damit u.U. den Bruterfolg lokaler Populationen stark beeinträchtigen können. Von Avery et al. (2008) wurden für Ackervögel in Großbritannien indirekte Auswirkungen von Pestizideinsatz u. a. für Rebhuhn, Kiebitz, Turteltaube und Feldlerche als Hauptrückgangsursachen angegeben. Die Verringerung des Nahrungsangebots für insektenfressende Vogelarten der Agrarlandschaft mit der Folge von Bestandsrückgängen ist häufig auf den großflächigen Einsatz von Insektiziden zurückzuführen (von der Decken et al. 2017). Entsprechend ihrer verbreiteten Anwendung in den Niederlanden wirken sich v. a. Neonikotinoide wie z. B. Imidacloprid in den Nahrungshabitaten beeinträchtigend aus (Hallmann et al. 2014).

In einem Forschungsprojekt des Umweltbundesamtes (Jahn et al. 2014) wurden insbesondere die indirekten Effekte jahrzehntelanger Intensivierung der Landwirtschaft und der damit verbundenen großflächigen Pestizidanwendung und deren Folgewirkungen auf Vögel untersucht und dokumentiert. Für 27 Vogelarten werden hier Daten zu Trend, Habitatwahl, Bedrohung und Risikomanagement zusammengestellt. Indirekte Wirkungen von Pestiziden auf das Populationsniveau sind nach Angaben der Autor*innen zumindest für die vier europäischen Agrarvogelarten Rebhuhn, Feldlerche, Goldammer und Grauammer nachgewiesen. Daten zur Nahrungs- und Habitatwahl ließen jedoch vermuten, dass zahlreiche weitere Arten betroffen sind.

Sekundäre Vergiftungen durch Pestizidanwendungen treten i.d.R. nur bei unsachgemäßem Einsatz und illegalem Missbrauch auf. Mehrfach sind jedoch auch Umstände beschrieben, die bei der zulassungsgemäßen Anwendung zu Vergiftungen von Vögeln führten (BVL 2004). Besondere Empfindlichkeiten ergeben sich für Vögel durch sekundäre Vergiftungen beim Einsatz von Nematoziden (z.B. Carbofuran), Saatgutbeizmitteln (z.B. Carbosulfan) für Mais, Raps oder Weizen sowie Rodentiziden (z.B. Bromadiolon) zur Bekämpfung von Wühlmäusen in der Land- und Forstwirtschaft. Vergiftungen erfolgen über die kontaminierten bodenlebenden Nahrungstiere wie z.B. Regenwürmer, das gebeizte Saatgut, die vergifteten Kleinsäuger oder beim Trinken aus mit konzentrierten Giftstoffen belasteten Pfützen. Sekundärvergiftungen wurden v. a. bei Greifvögeln mit einer Nachweisrate von mehr als 60 % festgestellt (Nakayama et al. 2019), womit diese einen Gefährdungsfaktor darstellen, der für rückläufige Bestände mitverantwortlich gemacht werden kann (Badry et al. 2021). Damit bedarf der geplante Einsatz von Rodentiziden in Natura 2000-Schutzgebieten i.d.R. einer Verträglichkeitsuntersuchung nach Maßgabe der Fauna-Flora-Habitatrichtlinie.
Eine Übersicht und Auswertung der weltweit publizierten Forschung zu Einsatz und Folgewirkungen von Rodentiziden und ihren Verbreitungswegen haben Nakayama et al. (2019) zusammengestellt.

Bei primären oder sekundären Vergiftungen durch Carbofuran wird bei Vögeln das neuromuskuläre und zentrale Nervensystem blockiert. Subletal treten Vergiftungserscheinungen auf wie Lähmungen, Bewegungs- und Atemstörungen, Speicheln, Durchfall und Lethargie. Die Vögel verlieren ihre Fluchtreaktion und vermindern ihre Aktivität. In der Schweiz wurden im Zeitraum 1980-1993 insgesamt 58 Mäusebussarde (31 Tod- und 27 Lebendfunde), 18 Rotmilane (9 Tod- und 9 Lebendfunde) und 17 Schwarzmilane (4 Tod- und 13 Lebendfunde) mit Symptomen der 'Frühlingsvergiftung' dokumentiert, meist im Bereich der Anbauflächen von Zuckerrüben und Mais (Jenni-Eiermann 1996:72f.).

Langlebige Pestizide aus der Landwirtschaft, wie z.B. Dichlordiphenyltrichlorethan (DDT) und seine Metaboliten, sind trotz des Verbotes noch nach 30 Jahren in der Nahrungskette vertreten (z.B. Becker et al. 2001, Becker & Muñoz Cifuentes 2004, Denker et al. 2003). DDT wirkt in einer Dosis von ca. 30 ppm im Hirngewebe von Vögeln tödlich. Sein Abbauprodukt Dichlordiphenyldichlorethylen (DDE) wird in Organen gespeichert, die reich an Fettsubstanzen sind. Wenn das Fett zur Energiegewinnung benötigt wird, werden die Fettreserven abgebaut. Das heißt, DDE wird freigesetzt und dringt in andere empfindlichere Gewebeteile ein. Dadurch sterben Greifvögel während einer Hungerphase - bedingt durch eine Schlechtwetterperiode oder durch Parasitenbefall - oder während des Zuges an einer akuten Vergiftung (LUBW 1991). Trotz des Anwendungsverbotes in den meisten westlichen Ländern - DDT wurde in der BRD Anfang der 1970er Jahre verboten - erfolgt weiterhin eine Anreicherung und Belastung durch Import DDT-verseuchter Dünge- und Futtermittel, den Verzehr belasteter Nahrung im Winterquartier und die weltweite Luft- und Wasserverdriftung.

Viele Seevögel sind hochgradig mit dem langlebigen Tributylzinn (TBT) belastet. Betroffene Arten der deutschen Nord- und Ostseeküste sind z.B. Eisenten, Kormorane oder Austernfischer. Labortests zeigten, dass TBT bei Vögeln Fruchtbarkeit und Bruterfolg vermindern kann. Sogar in Albatrossen weitab der Küsten wurde TBT gefunden (WWF 1999). Tributylzinn zeichnet sich durch eine extrem hohe Ökotoxizität aus und wird deshalb als biozider Wirkstoff gezielt zum Materialschutz eingesetzt. Es schädigt die Organismen auf den unterschiedlichsten Ebenen und wirkt als Stoffwechselgift (Hemmung von Enzymaktivitäten), schädigt Zellmembrane (Zytotoxizität), nimmt Einfluss auf Wachstum, verursacht eine verminderte Immunantwort (Immuntoxizität) und besitzt gentoxische Wirkungen.

Konsequenzen direkter und indirekter Auswirkungen durch den Einsatz von Pestiziden können - abhängig vom Umfang - z.B. eine Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder sogar Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen sein.

Differenzierte Ausführungen zu den Auswirkungen von Bioziden auf Vögel finden sich z. B. bei Conrad (1977), Ellenberg (1981), Prinzinger & Prinzinger (1980), Clausing & Lauch (1988), Becker et al. (1993), Becker (2003), Muñoz Cifuentes (2004);

für die spezifische Situation von Greifvögeln bei Langgemach & Sömmer (1996), Meyburg et al. (1996), Kostrzewa & Speer (2001), Schilling & Wegner (2001), Badry et al. (2021).

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

Tucker & Heath (1994) führen Brutausfälle des Schwarzmilans auf Pestizide zurück, die über Aas aufgenommen wurden.

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

Die Autoren wiesen Carbofuran bei Schwarzmilanen nach. Vermutlich wurde das Gift über die Nahrung (Regenwürmer) aufgenommen.

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

Da Milane Aasfresser sind, sind sie durch Vergiftungsaktionen besonders gefährdet.

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 (qm/ha) 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, Wirkungstests in Feld- oder Laborversuchen, s. Rassmus et al. 2003, Lambrecht et al. 2004).

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

Soweit die Bestände der Art bzw. ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder negativ wirkenden stofflichen Belastung oder Dezimierung von Nahrungsressourcen in einem (Teil-)Habitat einer geschützten Art 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.)

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

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. hierzu auch Wirkfaktor 4-2).

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

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.