5-1 Akustische Reize (Schall)

Akustische Reize können unterschiedlichste anlage-, betriebs- oder baubedingte Ursachen haben (s. auch 'Vertiefende Ausführungen' unter 'Wirkfaktoren'). Grundsätzlich können dabei eher kontinuierliche von eher diskontinuierlichen Schallereignissen unterschieden werden. Häufig sind die daraus resultierenden Beeinträchtigungen nicht ausschließlich akustischen Reizen zuzurechnen, sondern entstehen aus einer Kombination verschiedener akustischer und optischer Wirkfaktoren (vgl. Wirkfaktoren 5-2 bis 5-5).

Die akustischen Störwirkungen durch menschliche Freizeit- bzw. Erholungsaktivitäten etc. werden mit unter Wirkfaktor 5-2 behandelt. Auch die akustischen Störwirkungen von Windenergieanlagen werden primär aus Gründen der Praktikabilität weitgehend unter Wirkfaktor 5-2 (optische Störwirkungen) subsumiert. Unter Wirkfaktor 5-1 werden lediglich Hinweise zur Relevanzschwelle der Schallemissionen von WEA gegeben.

Vögel gelten grundsätzlich als eine gegenüber akustischen Störreizen besonders empfindliche Artengruppe. Schallimmissionen können je nach Art, Frequenz, Stärke, Zeitpunkt und Dauer Beeinträchtigungen unterschiedlicher Intensität hervorrufen.

- Hohe Schalldruckpegel können bei Vögeln zu physiologischen Schädigungen des Gehörapparates führen, die aber offenbar bei den meisten, nicht jedoch allen Arten und anders als bei Säugetieren mit der Zeit weitgehend regeneriert werden können (vgl. z. B. Dooling & Ryals 1995, Klump 2001).

- Auch typische Stressreaktionen auf Lärm konnten nachgewiesen werden, die ggf. zu einer verminderten Kondition oder Fitness der Individuen führen können (vgl. z. B. Clark 1991, Dooling & Ryals 1995, Klump 2001, Hüppop 2001, Hayward et al. 2011, Blickley et al. 2012).

- Akustische Reize können bei Vögeln Schreck- und Störwirkungen hervorrufen, die zu verändertem Verhalten (z. B. Unterbrechung der Nahrungsaufnahme) oder zu Fluchtreaktionen führen. Dies kann die Energiebilanz der Tiere (z. B. bei Brut, Überwinterung oder während des Vogelzugs) negativ beeinflussen und unter diesen Umständen zu negativen Konsequenzen für die Populationen führen (vgl. z. B. Keller 1995, Kempf & Hüppop 1998, Hüppop 1999, 2001, Klump 2001, Bruderer & Komenda-Zehnder 2005, Wright et al. 2010).

- Störungsbedingte Fluchtreaktionen brütender oder Junge führender Elterntiere können auch die Verlustrate von Gelegen und Jungvögeln durch Auskühlen oder Predation stark erhöhen (vgl. z. B. Kempf & Hüppop 1998).

- Aufgrund von lärmbedingten Störwirkungen kann es zu einem veränderten Aktivitätsmuster bzw. zu veränderter Raumnutzung und somit zur partiellen oder vollständigen Meidung von verlärmten Gebieten bzw. zu verringerten Siedlungsdichten kommen (vgl. z. B. Reijnen et al. 1987, Bairlein & Sonntag 1994, Foppen & Reijnen 1994, Kruckenberg et al. 1998, Reck et al. 2001, Habib et al. 2007, Bayne et al. 2008, Blickley et al. 2012, McLaughlin & Kunc 2013, McClure et al. 2013).

- Bei lang anhaltenden Schallimmissionen werden (akustische) Wahrnehmung, Kommunikation und Verhaltensweisen gestört. Bei Vögeln stellen akustische Signale vielfach das bedeutendste Mittel der Kommunikation dar. Sie sind daher von vielfältiger verhaltensökologischer Bedeutung. Die artspezifischen Laute und Gesänge dienen unter anderem zu Arterkennung, Revierabgrenzung, Paarfindung und -bindung, zur Kommunikation zwischen Eltern- und Jungtieren, zur Warnung vor Feinden, zur Nahrungssuche etc. Es ist daher davon auszugehen, dass die Überlagerung und Maskierung dieser Kommunikation durch anthropogene Störgeräusche einen negativen Einfluss auf die Ökologie und den Fortpflanzungserfolg von Individuen und somit auf den Bestand vieler Arten haben kann (vgl. z. B. Illner 1992a, Reijnen et al. 1995, Kroodsma & Miller 1996, Klump 2001, Rheindt 2003, Brumm 2004, 2006, Fuller et al. 2007, Garniel et al. 2007, Halfwerk et al. 2011a, b, McLaughlin & Kunc 2013).

Darüber hinaus umfassen akustische Reize auch Einwirkungen im Infraschallbereich. Der Kenntnisstand zu Empfindlichkeiten von Vogelarten gegenüber Vibrationen und Erschütterungen im Infraschallbereich ist jedoch noch sehr gering. Vögel können Infraschall bis 0,1 Hz wahrnehmen. Deshalb ist grundsätzlich von einer hohen Sensitivität und möglichen Irritationen durch Interferenzen starker Infraschallquellen auszugehen. Empfindlichkeiten ergeben sich dadurch, dass Vögel Sinneswahrnehmungen im Infraschallbereich zur Navigation nutzen (Berthold 2008). Vögel setzen ihre Fähigkeit des 'Bildhörens' anscheinend auch bei längeren Flügen über Meeresgebiete ein, indem sie sich an verschiedenen weittragenden Infraschallquellen orientieren (Berthold, pers. Mitt.). Auerhähne erzeugen bei ihren Flattersprüngen sogar Infraschallanteile mit Frequenzen und Maximalpegeln unter 20 Hz, die zwar nicht zur Kommunikation genutzt werden, aber möglicherweise im Rahmen des Territorialverhaltens oder bei der Orientierung von Bedeutung sind (Lieser et al. 2005). Projektbezogen ergeben sich z. B. beim Betrieb von WEA und auch als Anteil von Straßenlärm Infraschallemissionen und damit zumindest eine Relevanz als Störpotenzial bei Verträglichkeitsprüfungen. Die Rotorflügel von WEA sind Erzeuger von luftgeleitetem Infraschall. Bei der Frequenz von 5 Hz erreichen Windblätter im Normalbetrieb den Pegel von 85 dB, Kompressoren und Rammbären können bei der Frequenz von 10 Hz Pegel bis 120 dB erreichen.

Die unterschiedlichsten akustischen Störwirkungen können zu einer verringerten Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, zum Verlust oder zur funktionalen Entwertung von Teilhabitaten, zu reduziertem Bruterfolg, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen führen.

Wenngleich sich teilweise verschiedene Störwirkungen (z. B. optische Reize) mit Schall überlagern, so kann doch grundsätzlich abgeleitet werden, dass lärmbelastete Zonen - gegenüber vergleichbaren Flächen ohne Lärm - für Vogelarten Bereiche mit verringerter Lebensraumeignung darstellen.

Dabei können sich die Beeinträchtigungen nicht nur in Form reduzierter Siedlungsdichten abbilden. So bedeutet z. B. das Auftreten von einzelnen Individuen oder auch von revierabgrenzenden Männchen noch nicht, dass es in diesem Habitat zu einer erfolgreichen Paarfindung und Brut kommt. Es ist zudem möglich, dass insbesondere konkurrenzschwache Individuen in die weniger geeigneten Habitate 'abgedrängt' werden (vgl. z. B. auch Reijnen & Foppen 1994). Und selbst eine nach den üblichen Erhebungsmethoden ermittelte unverminderte Siedlungsdichte garantiert keinesfalls, dass in diesen Bereichen ein vergleichbarer Bruterfolg bzw. eine entsprechende Reproduktionsrate wie in unbeeinträchtigten Lebensräumen besteht. Daher sind auch Aussagen zu etwaigen bzw. vermeintlichen Gewöhnungseffekten bei Individuen bzw. Arten nur unter Vorbehalt z. B. möglicher Langzeitwirkungen zu betrachten.

Auch wenn bezüglich der differenzierten Art und Wirkweise sowie der qualitativen und quantitativen Intensität lärmbedingter Beeinträchtigungen noch immer Fragen offen sind, so besteht doch ein breiter fachlicher Konsens darin, dass jedenfalls bei vielen Arten von funktionalen Beeinträchtigungen unterschiedlichster Art auszugehen ist.

Differenzierte Ausführungen zu den Auswirkungen von Lärm auf Vögel finden sich z. B. bei Maczey & Boye (1995), Stone (2000), Klump (2001), Hüppop (2001), Reck et al. (2001a,b), Garniel et al. (2007), Francis & Barber (2013) sowie in den nachfolgenden Datensätzen, die - sofern für die Art relevant - nach den Konfliktfeldern A: 'Straßenverkehr', B: 'Schienenverkehr', C: 'Flugverkehr' sowie D: 'Schiffsverkehr' sortiert sind.

Bibliographien: Keller (1995).

Sammelbände: Reck (2001).

5-1 Akustische Reize (Schall)

A: Straßenverkehr

Straßenverkehr führt in der Regel zu relativ hohen Dauerschallpegeln. Sofern es sich um durchschnittlich bis stark befahrene Straßen handelt, ist (zumindest tagsüber) von einem mehr oder weniger kontinuierlichen Verkehrsfluss und somit von mehr oder weniger kontinuierlicher Verlärmung auszugehen. Daher dürften hierbei neben den aus punktuellen Störreizen resultierenden Störwirkungen primär auch die aus Dauerlärm resultierenden Beeinträchtigungen eine Rolle spielen. Lediglich bei Straßen bzw. Wegen mit sehr geringem Verkehrsaufkommen (z. B. weniger als 1.000 Kfz/Tag) oder bei zusätzlichen Radwegen spielen v. a. die einzelnen punktuellen Störwirkungen eine Rolle.

Bezüglich der Beeinträchtigungsursachen ist i. d. R. nicht zu unterscheiden, welchen Anteil die akustischen und welchen die optischen Störwirkungen von Straßen ausmachen, wobei für die besonders weit reichenden Auswirkungen v. a. die akustischen Lärmwirkungen verantwortlich gemacht werden (vgl. z. B. Reijnen et al. 1995:187). In offenen, weiträumigen Landschaften können die optischen Reize dagegen durchaus ein wesentlicher Störfaktor - vergleichbar der Verlärmung - sein (Reijnen & Foppen 1991:31, Reijnen et al. 1996:260).

Die inzwischen doch recht zahlreich vorliegenden Untersuchungen zeigen, dass es zu negativen Auswirkungen sowohl auf Brutvogelbestände (z. B. Bay & Rodi, Reijnen & Foppen 1991a, Foppen & Reijnen 1994, Reijnen et al. 1995) als auch auf Rastvögel kommt (z. B. Mooij 1982, Keller 1991, Madsen 1985, Belting & Belting 1992, Spilling 1998, McClure et al. 2013). Zudem wurden Auswirkungen auf Arten aus nahezu allen taxonomischen Gruppen und ökologischen Gilden sowie in unterschiedlichsten Lebensräumen (Wälder, Hecken, Grünland, Äcker, Gewässer) registriert.

Obwohl bei den kontinuierlichen Lärmreizen durch Straßenverkehr gewisse Gewöhnungseffekte bei einigen Arten nicht unwahrscheinlich sind und obwohl die quantitative Bilanzierung der Störwirkungen nach wie vor schwierig ist, geht doch die klare Mehrzahl der Fachpublikationen und Fachautoren bei den meisten Vogelarten von dauerhaft reduzierten Siedlungs- bzw. Aufenthaltsdichten im Verlärmungsbereich von Straßen aus (vgl. z. B. Van der Zande et al. 1980, Ellenberg et al. 1981, Mooij 1982, Madsen 1985, Keller 1991, Bay & Rodi 1991, Foppen & Reijnen 1994, Gerdes 1994, Reijnen et al.1995, Sayer & Schaefer 1995, Reijnen et al. 1997, Kruckenberg et al. 1998, Spilling 1998, Kuitunen et al. 1998, Green et al. 2000, Stone 2000, Forman & Deblinger 2000, Reck et al. 2001a,b, Brotons & Herrando 2001, Weiserbs & Jacob 2001, Forman et al. 2002, Sayer et al. 2003, Rheindt 2003, Gutzwiller & Barrow 2003). McClure et al. (2013) haben vermutlich das erste Mal anhand einer "experimentellen Straße" (phantom road) durch Lautsprechereinspielungen von Verkehrslärm signifikant reduzierte Abundanzen bei etlichen Vogelarten und die nahezu vollständige Meidung bei einzelnen Arten nachgewiesen.

Differenzierte Ausführungen zu Lärmwirkungen von Straßen auf Vögel, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:
Veen (1973), Ferris (1979), Van der Zande et al. (1980), Adams & Geis (1981), Ellenberg et al. (1981), Mooij (1982), Verstrael et al. (1983), Madsen (1985), Räty (1979, 1985), Reijnen et al. (1987a,b), Keller (1991), Reijnen & Foppen (1991), Bay & Rodi (1991), Illner (1992a,b), Boschert (1993), Foppen & Reijnen (1994), Bairlein & Sonntag (1994), Gerdes (1994), Sayer & Schäfer (1995), Reijnen et al. (1995), Reijnen et al. (1996), Reijnen et al. (1997), Bernotat (1997), Kuitunen et al. (1998), Forman & Alexander (1998), Kruckenberg et al. (1998), Stone (2000), Forman & Deblinger (2000), Weiserbs & Jacob (2001), Brotons & Herrando (2001), Reck et al. (2001a,b), Foppen et al. (2002), Forman et al. (2002), Rheindt (2003), Sayer et al. (2003), Helldin & Seiler (2003), Peris & Pescador (2004), Bautista et al. (2004), Kwak et al. (2006), Reijnen & Foppen (2006), Garniel et al. (2007), BMVBS (2010), Benites-Lopez et al. (2010), Hayward et al. (2011), Halfwerk et al. (2011a, b), McLaughlin & Kunc (2013), Helldin et al. (2013), McClure et al. (2013).

In Deutschland ist derzeit i. d. R. die "Arbeitshilfe Vögel und Straßenverkehr" (BMVBS 2010) für die Bewertung der Auswirkungen von Straßenlärm auf Vögel maßgeblich.

Internet-Bibliographien: U.S. Department of Transportation Federal Highway Administration siehe unter: http://www.fhwa.dot.gov/environment/noise/effects/index.htm.

5-1 Akustische Reize (Schall)

B: Schienenverkehr

Schienenwege führen in der Regel zu relativ hohen Spitzen-Schallpegeln und je nach Verkehrsaufkommen zu unterschiedlich hohen Dauerschallpegeln. Sofern es sich um gering frequentierte Strecken handelt, ist von einem mehr oder weniger diskontinuierlichen Verkehrsfluss und somit von mehr oder weniger diskontinuierlicher Lärmeinwirkung auszugehen.

In solchen Fällen dürften nicht primär die aus Dauerlärm resultierenden Beeinträchtigungen eine Rolle spielen, sondern die aus punktuellen Störreizen resultierenden Störwirkungen. Gewöhnungseffekte dürften zudem nur in reduzierter Form auftreten.

Lediglich bei Schienenwegen mit hohem Verkehrsaufkommen reihen sich die einzelnen Störereignisse so dicht aneinander, dass auch die Effekte der Maskierung durch Lärm etc. in relevanter Form hinzukommen dürften.

Bezüglich der Beeinträchtigungsursachen ist auch bei Schienenverkehr i. d. R. nicht exakt zu unterscheiden, welchen Anteil die akustischen und welchen die optischen Störwirkungen ausmachen. Verglichen mit einem einzelnen Kfz sind Züge aufgrund ihrer Größe und ihrer Lautstärke mit relativ hohen Schreckwirkungen verbunden. Die schreckhafte Flucht beim Herannahen eines Zuges erhöht zudem die potenzielle Mortalität an den Leitungen (vgl. auch Wirkfaktor 4-2).

Die wenigen vorliegenden Untersuchungen zeigen, dass es zu negativen Auswirkungen auf Arten aus mehr oder weniger allen taxonomischen Gruppen und ökologischen Gilden sowie in unterschiedlichsten Lebensräumen kommen kann.

Besonders betroffen scheinen allerdings die Vögel des Offenlandes zu sein, was auch dafür spricht, dass es sich vermutlich um eine Kombinationswirkung aus optischen und akustischen Störwirkungen handelt.
Auch Schienenwege dürften neben sonstigen Beeinträchtigungen zu dauerhaft reduzierten Siedlungs- bzw. Aufenthaltsdichten im Verlärmungsbereich führen (vgl. z. B. auch Tulp et al. 2002, Roll 2004, Waterman et al. 2004).

Ausführungen zu Lärm-/Störwirkungen von Zügen auf Vögel, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:
Havlin (1987b), Cuisin (1992), Klump (2001), Tulp et al. (2002), COCHET CONSULT (2003, zit. in Roll 2004), Roll (2004), Waterman et al. (2004), Garniel et al. (2007).
Bibliographien: Roll (2004).

5-1 Akustische Reize (Schall)

C: Flugverkehr

Flugzeuge und Helikopter erzeugen i. d. R. sehr hohe Spitzen-Schallpegel und je nach Verkehrsaufkommen hohe Dauerschallpegel. Je nach Frequentierung können im Bereich der Flughäfen durch räumlich konzentrierte Flugbewegungen (zumindest tagsüber) mehr oder weniger kontinuierlich hohe Lärmwerte bestehen, die nur vereinzelt durch Lärmpausen unterbrochen sind. In anderen Bereichen stellen Flugzeuge primär punktuelle und unregelmäßige Störereignisse z. B. durch Überflug dar.

In der Literatur sind Störwirkungen durch militärische oder zivile Flugzeuge und Helikopter vielfach dokumentiert. Dies gilt darüber hinaus auch für die verschiedenen anderen Formen von Luftfahrzeugen und Fluggeräten wie z. B. Ultraleichtflugzeuge, Segelflugzeuge, Heißluftballons, Drachenflieger/Gleitschirme oder Modellflugzeuge (vgl. die unten genannten Bibliographien).

Bezüglich der Beeinträchtigungsursachen ist auch bei Flugzeugen i. d. R. nicht exakt zu unterscheiden, welchen Anteil die akustischen und welchen die optischen Störwirkungen ausmachen. Da die Bewegung von Flugkörpern in bestimmten Entfernungen bei einigen Arten zudem dem Schema eines Beutegreifers (Greifvogel) entsprechen dürfte, sind hier z. T. auch diesbezüglich zusätzliche optische Störwirkungen (s. Wirkfaktor 5-2) zu vermuten (vgl. z. B. Keil 1988, Kempf & Hüppop 1998).

Die vorliegenden Untersuchungen zeigen, dass es zu negativen Auswirkungen auf Arten aus mehr oder weniger allen taxonomischen Gruppen und ökologischen Gilden sowie in unterschiedlichsten Lebensräumen kommen kann.

Die Aussagen der Studien divergieren allerdings zum Teil deutlich. Dies liegt zum einen daran, dass die Reaktionen sich sowohl hinsichtlich der verschiedenen Luftfahrzeuge und deren Auftreten als auch hinsichtlich der verschiedenen Vogelarten unterscheiden. Außerdem können sich auch innerhalb einer Art je nach Jahreszeit, Tageszeit, Lebensphase, Gewöhnungsgrad bzw. populationsökologischer, räumlicher oder landschaftlicher Konstellation deutliche Unterschiede in den feststellbaren Auswirkungen ergeben.

Hüppop & Hagen (1990) stellten bei ihren Untersuchungen an einem brütenden Austernfischer fest, dass u. a. auch Flugzeuge aller Art (selbst Sportflugzeuge in 2 km Entfernung) eine Erhöhung der Herzschlagrate bewirken können (vgl. z. B. auch Dietrich et al. 1989, Culik et al. 1990). In vielen Fällen kann der Überflug von Flugzeugen darüber hinaus Störreaktionen bis hin zum panikartigen Auffliegen des Vogels erzeugen (vgl. z. B. Visser 1986, Zonfrillo 1993, Stock 1994, Kempf & Hüppop 1998). Teilweise werden Brutgebiete aufgrund von Störungen durch Flugzeuge auch ganz aufgegeben (vgl. z. B. Kempf & Hüppop 1998, Komenda-Zehnder & Bruderer 2002).

Andererseits können (Rand-) Bereiche von Flughäfen zum Teil durchaus größere Bestände verschiedenster Vogelarten beherbergen. Dies dürfte zum Teil auf eine gewisse Gewöhnung bestimmter Individuen und Arten an relativ gleichmäßige Flugbewegungen zurückzuführen sein, insbesondere jedoch darauf, dass die abiotischen und biotischen Habitatbedingungen dort für manche Arten sehr günstig sind und es sich dabei zugleich um Lebensräume handelt, die in der Durchschnittslandschaft bzw. Umgebung z. T. fehlen oder selten geworden sind (z. B. offene, weiträumige, nährstoffarme Grünlandbereiche).

Da diese Vogelbestände jedoch zum Teil aufgrund von Kollisionen Gefahren für die Flugsicherheit darstellen, besteht an vielen Flughäfen das grundsätzliche Ziel, durch Bird Control-Maßnahmen eine bewusste Reduzierung der Vogelbestände zu erreichen. Dafür werden neben anderen Mechanismen gezielt auch pyroakustische Maßnahmen (Munition, Schreckschussanlagen, Signalpistolen) zur Vergrämung eingesetzt (vgl. z. B. Jackson & Allan 2002, Barela & Nelson 2004, Hahn-Becker 2004, Büttner 2005 oder Weitz 2005). Dies verdeutlicht zum einen, dass akustische Störreize vielfach eine nachgewiesene Vertreibungswirkung besitzen und zum anderen, dass Flughäfen selbst bei geeigneten Habitatstrukturen nur suboptimale Lebensräume für Vögel darstellen.

Differenzierte Ausführungen zu Lärm-/Störwirkungen von Flug- bzw. Luftfahrzeugen auf Vögel, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:
Visser (1986), Putzer (1989), Brown (1990), Niemann & Sossinka (1991), Kempf & Hüppop (1996, 1998), Conomy et al. (1998), Komenda-Zehnder & Bruderer (2002), Bruderer & Komenda-Zehnder (2005).

Bibliographien: Kempf & Hüppop (1998), Komenda-Zehnder & Bruderer (2002).

Sammelbände: Deutscher Aero Club e.V. & Bundesamt für Naturschutz (2003).

Internetdatenbank u. a. zu Flugsportarten: http://www.natursportinfo.de.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Literaturstudie von Bruderer & Komenda-Zehnder (2005:17-19)

Die Studie fasst rund 190 Publikationen über die Störwirkung von zivilen und militärischen Luftfahrzeugen (inkl. Heißluftballone, Hängegleiter und Modellflugzeuge) auf Vögel zusammen. Die bearbeiteten Publikationen sind in drei Tabellen (Energie-Zeitbudget außerhalb der Brutsaison, Verbreitung und Raumnutzung außerhalb der Brutsaison, Fortpflanzungsverhalten und Fortpflanzungserfolg) zusammengestellt. Aus diesen Arbeiten lassen sich folgende Aussagen ableiten:

Vögel in der Brutzeit zeigen (abgesehen von äußerlich nicht erkennbarem Stress) weniger sichtbare Reaktionen als die mobileren Vogelansammlungen außerhalb der Brutzeit. Allerdings können nicht erkennbare physiologische Reaktionen in der kritischen Zeit der Fortpflanzung gravierendere Auswirkungen auf die Vogelpopulationen haben als erkennbare Ortsveränderungen außerhalb der Brutphase.

In verschiedenen Fällen wurden störungsbedingte Beeinträchtigungen des Zeit-/Energiebudgets festgestellt. Größte Energieverluste ergaben sich, wenn die Vögel aufflogen und die Wiederaufnahme der vorherigen Aktivität erheblich verzögert wurde. Zeitverluste verursachen zum Teil eine Verminderung der Ruhephasen. Energieverluste können sich in späteren Lebensphasen negativ auswirken, beispielsweise durch verminderten Bruterfolg. Verlassen der Nester kann, besonders wenn es sich um ein rasches, störungsbedingtes Verhalten handelt, zu unmittelbarem Brutverlust oder zu indirektem Verlust durch Prädation führen. Störungsbedingte Flucht kann erhöhte Unfallgefahr oder Prädation induzieren. Lebensraumverlust ergibt sich, wenn gewisse Gebiete zeitweise nur eingeschränkt oder gar nicht mehr genutzt werden können.

Das Gewöhnungspotenzial von Vögeln gegenüber Flugzeugen ist generell groß. Es scheint von großen Transportflugzeugen über Militärjets zu Kleinflugzeugen und Helikoptern abzunehmen, wobei diese Abnahme vermutlich mit abnehmender Überflugfrequenz korreliert ist. Das Störpotenzial von Luftfahrzeugen nimmt von großen Transportflugzeugen über Militärjets zu Kleinflugzeugen und Helikoptern zu. Dabei könnte wiederum die in dieser Reihenfolge zunehmende Unregelmäßigkeit der Überflüge eine Rolle spielen.

Zum Störpotenzial von Heißluftballonen, Ultraleichtflugzeugen, Motorseglern und Hängegleitern existieren nur sporadische Hinweise. Es scheint jedoch, dass von diesen - wohl aufgrund ihres besonders unregelmäßigen Auftretens - eine erhebliche Störwirkung ausgeht. Das Störpotenzial wird verstärkt, wenn die Flugobjekte überraschend in geringer Höhe erscheinen. Erfahrungen im Bereich von schweizerischen Naturschutzgebieten zeigen, dass motorisierte Modellflugzeuge im Kurzdistanzbereich ein sehr großes Störpotenzial haben. Die gravierendsten Auswirkungen ergeben sich, wenn der Störeinfluss in der Nähe von Schutzgebieten zeitlich und räumlich 'geklumpt' auftritt, wie etwa bei Modellflugplätzen mit Hochbetrieb an einzelnen Wochenenden.

Der Störeinfluss von Segelflugmodellen ohne Motor ist bedeutend geringer. Die Autoren haben in ihrer Literaturstudie die wichtigsten publizierten Hinweise zum Thema (motorisierte) Modellfliegerei zusammengefasst:

Modellflugzeuge verdienen besondere Beachtung, weil sie in ihrer Größe und Wendigkeit am nächsten an Greifvögel herankommen und damit am besten dem angeborenen Feindschema der Vögel entsprechen (Keil 1988). Die unkalkulierbaren Flugmanöver der Modelle (horizontal und vertikal), verbunden mit hohen Winkelgeschwindigkeiten, rufen eine besonders starke Reaktion hervor (Rossbach 1982). Dies ist besonders ausgeprägt bei motorisierten Modellen, die zudem eine gewisse Lärmbelastung mit sich bringen. Die Fluchtdistanzen verschiedener Vogelarten gegenüber motorisierten Modellen liegen im Bereich von 200 bis 400 m, maximal 600 m. Reduzierter Bruterfolg oder Abnahme der Anzahl Brutpaare, wie im Falle des Grossen Brachvogels in Süddeutschland, können die Vorstufe für das spätere Verschwinden einer Art sein (Opitz 1975, Boschert 1993, Boschert & Rupp 1993). Es kann angenommen werden, dass andere Wiesenbrüter gleichermaßen davon betroffen sind (Riederer 1976).

Auf wiesenbrütende Limikolen (Brachvogel, Uferschnepfe) hatten Kleinflugzeuge geringere Auswirkung als Modell- und Ultraleichtflugzeuge (Dietrich et al. 1989). Verglichen mit anderen anthropogenen Störungen können Luftfahrzeuge in gewissen Gebieten einen erheblichen Anteil am Störungsvolumen ausmachen.

5-1 Akustische Reize (Schall)

D: Schiffsverkehr

Verschiedene Wasservogelarten weisen ein gewisses Meideverhalten gegenüber Schiffen auf. Auch hier kann nicht eindeutig zwischen optischen und akustischen Störreizen unterschieden werden. Laute und schnelle Fahrzeuge (z. B. Motorboote) führen ggf. zu größeren Scheucheffekten als ruhige und langsam fahrende.

Schifffahrtswege werden aufgrund akustischer und optischer Störreize z. B. nachhaltig von Seetauchern (v. a. Pracht- und Sterntaucher) gemieden (Mitschke et al. 2001). Die hohe Empfindlichkeit der Seetaucher zeigt sich auch in den Scheuchdistanzen von 500-1.000 m bei Schiffszählungen (BIOLA 2005a). Die besondere Sensitivität der Seetaucher wird auch dadurch dokumentiert, dass sich offensichtlich kein nennenswerter Gewöhnungseffekt einstellt. Beständigkeit und Reichweite der Scheuchwirkungen müssen jedoch noch in Folgeuntersuchungen verifiziert werden.

Die Empfindlichkeit von Meeresenten und Seetauchern gegenüber Schiffsverkehr wurde auch im Rahmen des vom BMU geförderten MINOS-Projektes untersucht. Demnach deuten verringerte Fluchtreaktionen von Meeresenten in häufig befahrenen Gebieten auf einen Gewöhnungseffekt hin. Hingegen bestätigen die Autoren für Seetaucher ein ausgeprägtes Meideverhalten z. B. im Bereich des Verkehrstrennungsgebietes vor Ostfriesland. In der Ostsee tritt der Sportbootverkehr vor allem während des Sommers als starker Störfaktor auf.

Die Forschungsberichte des MINOS-Projektes können über folgende Internet-Adresse herunter geladen werden:
http://www.nationalpark-wattenmeer.de/sh/wissen/minos.

Das Konfliktfeld Lärm durch Schiffsverkehr wird aufgrund des defizitären Kenntnisstandes nachfolgend nicht vertiefend mit einem eigenen Standard ausgeführt.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Bei der Wirkungsprognose sind die qualitativen und quantitativen Betroffenheiten der Arten durch akustische Reize einzuschätzen. Dabei sind die Intensität der Störwirkungen des Projekts und seiner Bestandteile und die Empfindlichkeit der betroffenen Arten und ihrer Habitate zu analysieren.

I. d. R. sind zunächst die vom Projekt ausgehenden Lärmemissionen unter Verwendung einschlägiger Schallberechnungsverfahren zu ermitteln. Dabei sind ggf. Mittelungs-/Dauerschallpegel und Spitzenschallpegel zu unterscheiden. Aus der Pegelstärke lassen sich Einwirkungstiefe und räumliche Ausdehnung des Schalls als Störradien und Störbänder ableiten. Zusätzlich sind Häufigkeit, Frequenz bzw. Regelmäßigkeit, Intensität, Dauer und Zeitpunkte der Lärmereignisse zu berücksichtigen. Ggf. ist das Frequenzspektrum des Schalls hinsichtlich seiner Übereinstimmung mit dem Hörspektrum der betroffenen Arten(gruppe) abzugleichen.

I. d. R. erfolgt die Wirkungsbeurteilung durch Überlagerung der projektbedingten Lärm-Isophonen bzw. Störzonen mit allen nach den Erhaltungszielen zu bewahrenden bzw. zu entwickelnden (Teil-)Habitaten der geschützten Vogelarten und ihren artspezifischen Empfindlichkeiten. 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.

Obwohl auch bei diesem Wirkprozess artspezifische Unterschiede wahrscheinlich sind, sind differenzierte Aussagen auf Artniveau bislang noch schwierig. Die methodischen Ansätze zur Wirkungsprognose waren daher bislang in der Regel auf Vögel generell oder auf bestimmte Vogelgemeinschaften bezogen. Garniel et al. (2007) bzw. der Leitfaden des BMVBS (2010) haben nun mit einer neu entwickelten Herangehensweise artspezifische Unterschiede stärker berücksichtigt. Zudem finden sich z. T. auch bei den Datensätzen zu den einzelnen Arten konkrete artspezifische Aussagen.

Soweit es sich bei bau- und anlagebedingten Schallereignissen entweder nicht um anhaltende Ereignisse oder um solche mit wesentlich höheren Lärmspitzen als dem Mittelungspegel handelt (insbesondere solchen, die physiologische Schädigungsschwellen erreichen oder überschreiten könnten), ist eine detaillierte Beschreibung der Schallereignisse und eine Beurteilung vor dem Hintergrund spezifischer Reaktionen von Arten erforderlich. Eine pauschale Übertragung der für Dauerlärm (speziell bei Straßen) abgeleiteten Eckwerte erscheint hier nicht sachgerecht. Für produktionsbedingte Lärmemissionen sind ggf., basierend auf dem Wissen zu anderen Lärmquellen, entsprechende Bewertungsansätze abzuleiten. Bei überwiegend punktuellen bzw. diskontinuierlichen Störereignissen sind ggf. eher Ansätze aus der Störungsbewertung und dem Bereich von Flucht- und Stördistanzen anzuwenden. So spielt z. B. bei Baustellen in der Regel auch die Störung durch Tätigkeit bzw. Anwesenheit des Menschen eine Rolle. Daher können diesbezüglich für die jeweils potenziell betroffenen Vogelarten entsprechende Orientierungswerte zu planungsrelevanten Flucht-/Stördistanzen herangezogen werden, wie sie z. B. von Gassner et al. (2010:191ff.) zusammengestellt wurden (vgl. auch Wirkfaktor 5-2).

Wenngleich Schallpegel auch verursacherunabhängig beurteilt werden könnten, so empfiehlt es sich doch, für die verschiedenen Lärmquellen weitgehend eigenständige Prognosemethoden zu entwickeln. Dies ergibt sich daraus, dass Art und Auftreten der akustischen Reize z. B. zwischen Straßen-, Schienen- und Flugverkehr differieren und sich die akustischen nie vollständig von den optischen Störwirkungen unterscheiden lassen, die jedoch zwischen den Verkehrsträgern sehr unterschiedlich sind.

Daher werden auch die nachfolgenden Datensätze nach den entsprechenden Lärmquellen bzw. Projekttypen A: 'Straßenverkehr', B: 'Schienenverkehr' sowie C: 'Flugverkehr' sortiert.

5-1 Akustische Reize (Schall)

A: Straßenverkehr

In Straßenplanungen werden die zu prognostizierenden Lärmemissionen in Deutschland in der Regel nach den Richtlinien für den Lärmschutz an Straßen (RLS 90) berechnet. Das Berechnungsverfahren ist allerdings zur Bemessung des Schalls (Mittelungspegel) im Hinblick auf das Hörvermögen des Menschen entwickelt worden.

Für die Höhe von Lärmemissionen sind insbesondere die Verkehrsdichte, die Verkehrsgeschwindigkeit, der Verkehrsfluss, der LKW-Anteil, aber beispielsweise auch der Straßenbelag verantwortlich. Die Ausbreitung der Emissionen ist abhängig von Topographie, baulicher Trassenführung (Damm > Gleichlage > Einschnitt), Planung von Lärmschutzstrukturen, landschaftlicher Situation (weiträumiges Grünlandgebiet > strukturiertes Heckengebiet > Wald) sowie durchschnittlichen Windstärken und -richtungen.

Für die Prognose der Auswirkungen von Straßenlärm auf Vögel wird bereits seit den 1990er Jahren bei Planungen regelmäßig mit Zonierungsmodellen gearbeitet, wobei den einzelnen Abstandszonen mit zunehmender Nähe zur Straße eine höhere Beeinträchtigungsintensität und entsprechend stärker reduzierte Habitatfunktionen zugewiesen werden.

Die Ermittlung der Beeinträchtigungen der betroffenen Vögel bzw. Brutpaare erfolgt i. d. R. durch Überlagerung der Belastungszonen und ihres prozentualen Funktionsverlustes mit der Anzahl der Brutpaare innerhalb der entsprechenden Zone. Hierbei kann unterschieden werden zwischen Projekten, bei denen die räumliche Verteilung der Brutpaare bzw. die Anzahl der Brutpaare in den verschiedenen Zonen direkt aus der Kartierung entnommen wird und Projekten, bei denen sie über die Siedlungsdichte flächenanteilsbezogen ermittelt wird. Die maximalen Wirkdistanzen reichten dabei in den verschiedenen Studien von 300 m über 500 m und 1.200 m bis zu 1.800 m, wobei jeweils unterschiedliche prozentuale Funktionsverluste in den einzelnen Zonen berücksichtigt wurden (Bernotat 1997:64ff.).

Auch aktuelle Bewertungsmethoden zur Abschätzung der Auswirkungen von Verkehrslärm wie z. B. in Schweden (Helldin et al. 2013) verwenden ein Zonierungsmodell mit graduellen Funktionsverlusten in Prozent.

Die nachfolgenden Datensätze sollen die methodische Entwicklung seit den ersten niederländischen Ansätzen bis zur derzeit in Deutschland i. d. R. maßgeblichen Methodik der Arbeitshilfe Vögel und Straßenverkehr (BMVBS 2010) verdeutlichen.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Verfahren nach Reijnen et al. (1995)

Im Hinblick auf die Umsetzung der niederländischen Untersuchungsergebnisse in die Planungspraxis wurde ein eigenes Verfahren zur Prognose straßenbedingter Beeinträchtigungen auf Brutvogelpopulationen entwickelt (Reijnen et al. 1995). Aufgrund der methodischen Schwierigkeiten, für alle beeinträchtigten Vogelarten artspezifische Wirkdistanzen zu bestimmen, basiert die Methode auf den Durchschnittswerten der Siedlungsdichten aller Arten, da hier die geringsten Unsicherheiten in Bezug auf die Stördistanz bestehen (ebd.:13). Es wird daher nur noch zwischen Wald und Offenland unterschieden.

Im Grundmodell werden ausschließlich die Verkehrsintensität, die Verkehrsgeschwindigkeit und der Waldanteil als Parameter zur Ermittlung der Wirkdistanzen herangezogen. In weiträumigen Offenlandgebieten kann schon nach Bestimmung der ersten beiden Parameter in Tabellen die entsprechende Wirkdistanz nachgeschlagen werden. In Waldgebieten und in Offenlandgebieten mit eingestreuten Wald-/Gehölzstrukturen muss der Waldanteil eigenständig ermittelt werden. Hierfür wird eine spezielle Methode vorgestellt.

Nachdem die Wirkdistanz ermittelt wurde, können in einem zweiten Schritt die beeinträchtigte Flächengröße und die voraussichtliche Reduktion der Siedlungsdichte prognostiziert werden. Hierfür wird die Fläche zwischen Straße und prognostizierter Wirkdistanz in zwei gleichgroße Teilflächen untergliedert, wobei der straßennahen Teilfläche eine reduzierte Siedlungsdichte von 50 % und der entfernteren Teilfläche eine reduzierte Siedlungsdichte von 20 % zugewiesen wird. Wenn sich der beeinträchtigte Vogellebensraum über beide Teilzonen erstreckt, kann von einer Reduktion um 35 % ausgegangen werden. Zur Bestimmung der Gesamtbeeinträchtigung durch eine Trasse bzw. Variante können die beeinträchtigten Bereiche für jeden Lebensraumtyp summiert und die durchschnittliche Dichte-Reduktion (in %) errechnet werden (ebd.:32f.).

Das Verfahren ermöglicht zudem Modifikationen für spezielle (bauliche) Situationen wie z. B.:
1. Führung der Trasse in Dammlage,
2. Führung der Trasse im Einschnitt,
3. Vorhandensein bzw. Errichtung von Lärmschutzstrukturen,
4. Auf- und Abfahrten, Kurven, Kreuzungen,
5. Überlagerung der Störwirkungen zweier Straßen oder Vorbelastung durch bestehende Straßen.

Die Stärke der entwickelten Methode zur Ermittlung straßenbedingter Beeinträchtigungen auf Vögel liegt in der sehr differenzierten Berücksichtigung bzw. Operationalisierung der relevanten Projektparameter. Auch Abweichungen durch spezielle bauliche oder räumliche Situationen werden planerisch handhabbar. Anhand des Verfahrens können nicht nur Neubau-, sondern auch Ausbauvorhaben in ihren Auswirkungen eingeschätzt werden. Die Schwierigkeit liegt insbesondere in der nicht unmittelbaren Übertragbarkeit auf deutsche Verfahren.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Verfahren nach Reck et al. (2001b)

Von Reck et al. (2001b) wurde, basierend auf einer breiten Literaturauswertung (einschließlich der niederländischen Untersuchungen) und einer Fachveranstaltung, eine Fachkonvention mit Eckwerten zur Beurteilung von Lärmwirkungen auf Vögel entwickelt. In dieser Fachkonvention wird definierten Lärmzonen bzw. -bändern unterschiedlicher Schallpegel jeweils eine prozentuale Minderung der Lebensraumeignung zugewiesen. Die in Klammern genannten weiten Spannen reflektieren die zur Lärmquelle hin stark zunehmenden Lebensraumbeeinträchtigungen. Zur Vereinfachung der Beurteilung können den Lärmzonen jedoch i. d. R. die angeführten Mittelwerte als Orientierungswerte zugewiesen werden.

>90 dB(A) 100 % = Lebensraumverlust

90 bis 70 dB(A) 85 % (ca. 70 bis 100 %)

70 bis 59 dB(A) 55 % (ca. 40 bis 70 %)

59 bis 54 dB(A) 40 % (ca. 30 bis 50 %)

54 bis 47 dB(A) 25 % (ca. 10 bis 40 %)

Sofern naturschutzrelevante Vorkommen von Arten betroffen sind, können die angeführten Orientierungswerte zur Beurteilung der Eingriffsschwere, zur Bilanzierung betroffener Flächen und Habitate sowie zur Ableitung des Kompensationsumfangs herangezogen werden.

Bei der Anwendung von Schallpegeln besteht die Schwierigkeit, dass in verschiedenen Ländern und bei verschiedenen Fachplanungen bzw. Verkehrsträgern unterschiedliche Mess- und Berechnungsverfahren verwendet werden. So wird von Garniel et al. (2007) kritisiert, dass die nach niederländischer Methode ermittelten Lärmpegel der Arbeitsgruppe um Reijnen und Foppen auf die deutsche Methodik der Lärmprognose über Mittelungspegel nach RLS 90 nicht übertragbar seien, sondern danach in ihren Auswirkungen überschätzt würden. Dies hätte auch Auswirkungen auf die Anwendbarkeit der Werte von Reck et al. (2001b).

5-1 Akustische Reize (Schall)

Verfahren nach Garniel et al. (2007)

Von Garniel et al. (2007) wurde in einem Forschungsvorhaben ein Ansatz entwickelt, der auf der Kombination einer Prognose der Empfindlichkeit der Vogelarten gegen Verkehrslärm und einer Auswertung der Verteilungsmuster von Vögeln an Straßen unterschiedlicher Verkehrsstärke basiert.

Für 132 überwiegend gefährdete Brutvogelarten der Mittelgebirge und des norddeutschen Tieflands wurden die Bedeutung der akustischen Kommunikation aus verhaltensbiologischer Sicht sowie die akustischen Eigenschaften der artspezifischen Rufe und Gesänge analysiert. Die Prognose der artspezifischen Empfindlichkeit der Vögel gegenüber Straßenverkehrslärm basiert auf einem attributbasiertes Rankingmodell.

Durch die Auswertung des Verteilungsmusters von Vögeln an Straßen unterschiedlicher Verkehrsbelastungen wurden die Modellprognosen validiert und kritische Schallpegel ermittelt. Eine Validierung war allerdings nur für eine Teilmenge der untersuchten Arten möglich, was auf die Seltenheit mancher Arten zurückgeführt wird.

Anhand der für alle Arten vorliegenden Modellprognose werden die für einzelne Arten ermittelten kritischen Schallpegel auf Arten mit vergleichbarer Empfindlichkeit für Straßenverkehrslärm übertragen.

Für 12 Brutvogelarten werden kritische Schallpegel benannt, die je nach Aktivitätszeitraum für die Tag- oder Nachtzeit gültig sind und die zwischen 47 dB(A) nachts und 58 dB(A) tags liegen (Mittelungspegel nach RLS-90). Für 9 weitere Brutvogelarten wird bei Schallpegeln über 55 dB(A) tags ein Risiko erhöhter Verluste durch Fressfeinde (Prädation) angenommen. Die genannten Schallpegel gelten nicht für Straßen mit weniger als 10.000 Kfz/24 h, bei denen keine negativen Effekte des Verkehrslärms angenommen werden.

Für die übrigen Arten wird angenommen, dass der Verkehrslärm i. d. R. nicht der Wirkfaktor mit der größten Reichweite ist und dass sich seine Auswirkungen nicht von den Folgen weiterer Störfaktoren (z. B. optische Störeffekte) trennen lässt. Dieses treffe für Brutvogelarten zu, für die das Modell eine mittlere bis geringe Empfindlichkeit für Straßenverkehrslärm prognostiziert. Für einige dieser Arten werden 'kritische Effektdistanzen' vorgeschlagen, in denen sich die Gesamtwirkung der Effekte des Komplexes 'Straße und Verkehr' manifestiere. Die festgestellten Effektdistanzen seien artspezifisch und könnten je nach Verkehrsbelastung 100 bis 500 m vom Fahrbahnrand betragen.

Für Rastvögel des Offenlands und der Gewässer werden weder für den Straßen- noch für den Schienenverkehr kritische Schallpegel benannt. Die Reichweite der akustischen Störwirkungen sei im Störradius der aus der Fachliteratur bekannten optischen Scheucheffekte (artspezifisch 100 bis 500 m) eingeschlossen (Garniel et al. 2007:1f.).

Basierend auf dem Forschungsvorhaben wurde vom BMVBS (2010) die Arbeitshilfe Vögel und Straßenverkehr veröffentlicht, die u. a. auch Orientierungswerte zur Identifikation und Quantifizierung von Beeinträchtigungen von Brut- und Rastvögeln durch Straßenverkehr umfasst und derzeit zur Prognose und Bewertung der Störwirkungen auf Vögel angewandt wird.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Die Herangehensweise, mit verschiedenen Wirkzonen unterschiedliche Beeinträchtigungsintensitäten abzubilden, wurde bei Straßenplanungen vielfach angewandt und hat sich dort bewährt. Sie ist deutlich differenzierter und die Realität besser widerspiegelnd als Ansätze, die nur mit einer einzigen Wirkdistanz arbeiten.

Bei Zonierungsmodellen sind auch Vorbelastungen bzw. Auswirkungen durch Erhöhungen des Verkehrsaufkommens prognostizierbar und die aus dem Lärmzuwachs resultierende Verlagerung und Vergrößerung der Beeinträchtigungszonen lässt sich abbilden (vgl. auch Gassner et al. 2010:212).

Zonierungsmodelle mit zugeordneten Funktionsverlusten haben zudem den planungsmethodischen Vorteil, dass damit - sofern aus Gründen der Vergleichbarkeit gewünscht - die graduell beeinträchtigten Habitatflächen anhand der angegebenen prozentualen Beeinträchtigungen pro Zone ermittelt und zu einem fiktiven vollständigen Funktionsverlust einer gewissen Dimension umgerechnet werden können. Die rechnerische Ermittlung solcher "Äquivalentflächen" hat sich in verschiedenen Projekten bereits im Rahmen der planerischen Ermittlung des quantitativen Kompensationsbedarfs bewährt (vgl. z. B. Bernotat 1997:63ff.).

Dieser fiktive vollständige Habitatverlust kann zudem für die verschiedenen Lärm-Zonen aufsummiert und mit den in den Fachkonventionsvorschlägen zum dauerhaften Habitatverlust enthaltenen Orientierungswerten ins Verhältnis gesetzt werden (siehe dazu auch die Ausführungen bei Gassner et al. 2010:223 oder bei Lambrecht & Trautner 2007:83ff.). Dadurch ist grundsätzlich eine Vergleichbarkeit zwischen vollständigen und graduellen Funktionsverlusten möglich, wobei unter Berücksichtigung des jeweiligen Einzelfalls mehr Objektivität und Nachvollziehbarkeit in den Bewertungsentscheidungen erreicht wird.

Sofern valide Aussagen auf Artniveau möglich sind, sind diese genauer als die auf Vogelgemeinschaften allgemein bezogenen Methoden. Allerdings wird dadurch die Komplexität der Beeinträchtigungsprognose und -bewertung deutlich erhöht.

Bei Straßen mit einem geringen Verkehrsaufkommen dürfte die Bedeutung des Lärms von den anderen Störfaktoren (optische Reize, Bewegung etc.) stark überlagert werden. Die Effekte, die aus der Maskierung artspezifischer Äußerungen resultieren, sind stark reduziert.

Garniel et al. (2007:225f.) gehen davon aus, dass ab weniger als ca. 10.000 Kfz/Tag keine kontinuierliche Lärmkulisse entstünde und daher die Verwendung lärmbezogener Pegel nicht mehr sinnvoll sei. Im Verfahren nach Reijnen et al. (1995) werden in den Tabellen allerdings noch lärmbezogene Effektdistanzen für DTV von 2.000-5.000 Kfz angegeben.

Bei Straßen bzw. Wegen mit einem sehr geringen Verkehrsaufkommen dürfte die Bedeutung des Lärms von den anderen Störfaktoren überlagert werden. Aus den jedoch ebenfalls reduzierten Gewöhnungseffekten resultiert - insbesondere bei Arten offener und halboffener Landschaften - jedoch eine Zunahme der Schreckreaktionen. Daher sollten hier eher die unter dem Wirkfaktor 5-2 (optische Reizauslöser) dokumentierten Flucht- bzw. Stördistanzen herangezogen und ggf. im Sinne kumulativer Effektdistanzen verwendet werden. Als Orientierungswert für ein diesbezüglich sehr geringes Verkehrsaufkommen und die damit verbundenen eher punktuellen Störungen kann nach Bernotat (1997) eine Verkehrsdichte von <1.000 Kfz/Tag angenommen werden.

5-1 Akustische Reize (Schall)

B: Schienenverkehr

An Schienenwegen werden die zu prognostizierenden Lärmemissionen in der Regel anhand der Richtlinie der Deutschen Bundesbahn zur Berechnung der Schallimmissionen von Schienenwegen (Schall 03) berechnet. Das Berechnungsverfahren ist allerdings zur Bemessung des Schalls im Hinblick auf das Hörvermögen des Menschen entwickelt worden.

Für die Höhe von Lärmemissionen (Roll-, Antriebs-, Brems- sowie aerodynamische Geräusche) sind insbesondere die Zugfrequenz und -länge, die Fahrgeschwindigkeit, die Zugarten aber auch Konstruktion, Kurvenradius, Qualität und Wartungszustand der Schienenfahrfläche verantwortlich.

Die Ausbreitung der Emissionen ist abhängig von Topographie, der baulichen Trassenführung (Damm > Gleichlage > Einschnitt), der Planung von Lärmschutzstrukturen, der landschaftlichen Situation (weiträumiges Grünlandgebiet > strukturiertes Heckengebiet > Wald) sowie durchschnittlichen Windstärken und -richtungen. Grundsätzlich sind vorbeifahrende Züge deutlich lauter als vorbeifahrende PKW und LKW.

Das Umweltbundesamt (vgl. UBA 2003) hat im Rahmen eines Forschungsvorhabens an 365 Messorten die Geräuschemission von 13.000 Zugvorbeifahrten gemessen. Dabei wurde festgestellt, dass die gemessene Lärmentwicklung aller Zugarten etwas 2 dB(A) höher lag, als die berechneten Daten. Dies müsse bei der Überarbeitung der Berechnungsvorschriften für Bahnlärm berücksichtigt werden (UBA, Fachgebiet I.3.4 2006).

Für Schienenverkehr wurde von Tulp et al. (2002) in einer ausführlichen Studie an Wiesenvögeln eine eindeutige Korrelation zwischen Lärmintensität und Brutvogeldichtereduktion ermittelt. Roll (2004:47) entwickelte daraus für Wiesenvögel in Anlehnung an die etablierten Zonierungsansätze im Bereich des Straßenverkehrs ein Modell, das ebenfalls bestimmten Lärmzonen entsprechende Funktionsverluste zuweist. Dabei wurden für die verschiedenen Lärmzonen grob folgende Orientierungswerte für eine reduzierte Siedlungsdichte angesetzt:

54 dB(A): 25 %

59 dB(A): 50 %

65 dB(A): 75 %

70 dB(A): 90 %

Inwieweit diese Ergebnisse auf gehölzbewohnende Arten übertragen werden können, wird offen gelassen. Es wird auch hervorgehoben, dass Bahnlärm möglicher Weise auch nur in Kombination mit den optischen Störwirkungen solche negativen Auswirkungen haben könnte (ebd.). Im Jahr 2006 wurden die Werte von Roll (06.11.2006) basierend auf den vorläufigen Ergebnissen von Garniel et al. (2007) nicht mehr aufrechterhalte, sondern davon ausgegangen, dass erhebliche Auswirkungen des Schienenverkehrs auf die Avifauna nur bei einer begrenzteren Anzahl von Arten und bei sehr hohen Verkehrsdichten anzunehmen sei.

Waterman et al. (2004) haben in den Niederlanden ein Verfahren entwickelt, mit dem Störungen von Schienenwegen auf Wiesenvögel bewertet werden können. Die Schallwerte werden dabei als geeigneter Komplexindikator für die vielfältigen Störwirkungen der Schienenwege aufgefasst. Für bestimmte Arten bzw. Artengruppen (Knäkente, Feldlerche, Uferschnepfe, Wiesenvögel allgemein, Watvögel allgemein) werden Schwellenwerte in dB(A) angegeben, die zwischen 42 und 49 dB(A) liegen, und ab denen von relevanten Störwirkungen ausgegangen wird. Die dB(A)-Werte sind jedoch nach dem niederländischen Standard-Verfahren ermittelt und nicht unmittelbar auf deutsche Lärmprognosen übertragbar. Sie schlagen dann vor, über die Lärmbänder die betroffene Habitatfläche, die Funktionsverluste in den Habitaten bzw. die Anzahl betroffener Brutreviere zu prognostizieren.

Sofern es sich um eher gering frequentierte Strecken handelt, ist von einer eher diskontinuierlichen Lärmeinwirkung, von verringerten Maskierungseffekten aber auch von reduzierten Gewöhnungseffekten auszugehen. In solchen Fällen dürften die aus punktuellen Störreizen resultierenden Stör- bzw. Schreckwirkungen dominieren.

Für die Differenzierung zwischen eher kontinuierlichem und eher diskontinuierlichem Verkehrsaufkommen kann die durchschnittliche Zugfrequenz (z. B. Züge pro Stunde) sowie die von Länge und Geschwindigkeit des Zuges abhängende durchschnittliche Dauer der Lärmeinwirkung pro Zug herangezogen werden. Danach kann abgeschätzt werden, welcher zeitliche Anteil (pro Stunde) durch Verlärmung beeinträchtigt wird. Liegt dieser Wert unter 10 %, kann eher von diskontinuierlichem Lärm ausgegangen werden, bei dem einerseits die Problematik der Maskierung reduziert ist, andererseits aber auch die Chance zur Gewöhnung, womit die Schreckreaktionen und die daraus resultierenden Störwirkungen wieder zunehmen.

Garniel et al. (2007) schlagen etwas höhere Schwellen vor, die sie für 11 besonders empfindliche Brutvogelarten bei einer Störzeit von 12 Min. pro Stunde (20 %) und für die Große Rohrdommel bei 6 Min. pro Stunde (10 %) ansetzen. Die Autoren betonen jedoch selber, dass dies nur Arbeitshypothesen für weiterführende Untersuchungen sein sollen.

5-1 Akustische Reize (Schall)

C: Flugverkehr

Für die Lärmprognosen im Flugverkehr kann ggf. auf die dort etablierten Lärmberechnungsverfahren zurückgegriffen werden. Allerdings konnten bislang keine Methoden ermittelt werden, welche die Lärmwerte / -zonen hinsichtlich ihrer Störwirkungen auf Vögel weiter operationalisieren.

Es ist zudem deutlich erkennbar, dass, bezogen auf Flug-/Luftfahrzeuge eine sehr enge Verzahnung optischer und akustischer Störwirkungen besteht und dass die verschiedenen Flugobjekte sich hinsichtlich ihrer Störwirkungen nicht allein aufgrund ihrer akustischen Störreize unterscheiden (vgl. Ausführungen zu optischen Reizen unter Wirkfaktor 5-2). Insofern dürften Ansätze, die nur auf Lärmwirkungen abstellen, höchstens einen Charakter als Komplexindikatorenmodell für Störwirkungen insgesamt aufweisen. Vermutlich sollten eher Methoden entwickelt werden, die für die verschiedenen Luftfahrzeugtypen die optischen und akustischen Störwirkungen gemeinsam operationalisieren.

Im konkreten Fall sind projekt- und artspezifische Einschätzungen im Sinne einer störungsökologischen Beeinträchtigungsbewertung erforderlich. Dennoch können aus dem bisherigen Wissen einige grundsätzliche Aussagen zur methodischen Operationalisierung der Störwirkungen und als Hilfestellung für die Einzelfallprüfung abgeleitet werden.

Für die Störintensität auf Projektseite sind v. a. folgende Parameter relevant:

1. Die Regelmäßigkeit und Kalkulierbarkeit der Flugbewegung ist relevant für etwaige Gewöhnungseffekte. Wendige Flugobjekte mit unregelmäßigem Erscheinen, Kurvenflug, unkalkulierbaren Flugmanövern verbunden mit hohen Winkelgeschwindigkeiten und Überraschungskomponenten (wie insbesondere Modell- und Ultraleichtflugzeuge oder Helikopter) haben deutlich größere Störwirkungen als Flugobjekte mit geradlinigen Flugbewegungen innerhalb festgelegter Flugkorridore. Auch zeitlich ist eine regelmäßige Nutzung ggf. weniger störungsintensiv als unregelmäßige Nutzungen.

2. Die Störwirkung nimmt mit abnehmender seitlicher Entfernung (Horizontalabstand) eindeutig zu.

3. Die Störwirkung nimmt mit abnehmender Überflughöhe (Vertikalabstand) eindeutig zu.

4. Die Störwirkung kann mit zunehmender Lärmintensität zunehmen, wobei wie bereits betont, die Lärmeffekte i. d. R. nicht allein maßgebend sind. Innerhalb desselben Flugobjekttyps sind die Störwirkungen mit zunehmender Lärmintensität größer. So ist z. B. der Störeinfluss von Segelflugmodellen ohne Motor offenbar geringer, als der von motorisierten Modellen. Durch Überschall-Knall werden zum Teil starke Schreckreaktionen hervorgerufen.

5. Inwieweit die unterschiedlichen Frequenzspektren der akustischen Reize verschiedener Luftfahrzeuge relevant sind, kann nicht abschließend beurteilt werden.

6. Auch der Einfluss der Geschwindigkeit des Flugobjekts ist nicht eindeutig. So können sowohl sehr schnelle (z. B. Düsenjets) als auch sehr langsame Luftfahrzeuge (z. B. Heißluftballons bei der periodischen Befeuerung für den Aufstieg) zu signifikanten Störwirkungen führen. Schnelle Bewegungen können den Überraschungseffekt erhöhen und die Schreckreaktionen steigern.

Das Störpotenzial von Luftfahrzeugen ist daher unterschiedlich und nimmt offenbar von großen Transportflugzeugen über Militärjets zu Kleinflugzeugen und Helikoptern zu, wobei insbesondere bei der besonders kritischen Einschätzung der zuletzt genannten breite Übereinstimmung zu herrschen scheint. Auch von Ultraleichtflugzeugen, Motorseglern, Hängegleitern und Heißluftballonen kann eine erhebliche Störwirkung ausgehen. Aufgrund ihrer speziellen Charakteristik geht von Modellflugzeugen zudem eine besondere Störwirkung aus (vgl. Kempf & Hüppop 1998, Bruderer & Komenda-Zehnder 2005).

Für die Empfindlichkeit der Arten gegenüber Flug-/Luftfahrzeugen sind v. a. folgende Parameter relevant:

1. Rast-/Gastvögel scheinen meist störungsempfindlicher als Brutvögel. Allerdings weisen brütende Vögel eine natürliche Hemmung auf, das Nest zu verlassen und ggf. sind zudem besonders empfindliche Arten innerhalb der gestörten Bereiche nicht mehr anwesend und somit auch nicht mehr nachweisbar. Vögel in der Brutzeit zeigen weniger sichtbare Reaktionen als die mobileren Vogelansammlungen außerhalb der Brutzeit. Allerdings können nicht erkennbare physiologische Reaktionen in der kritischen Zeit der Fortpflanzung ggf. gravierendere Auswirkungen auf die Vogelpopulationen haben als erkennbare Ortsveränderungen außerhalb der Brutphase (Bruderer & Komenda-Zehnder 2005).

2. Entenvögel, Limikolen und Gänse scheinen besonders empfindlich auf Flugzeuge zu reagieren (Kempf & Hüppop 1998:19, Bruderer & Komenda-Zehnder 2005). Inwieweit diese Feststellungen jedoch auch von den Untersuchungsgebieten bedingt sind, lässt sich nicht abschließend beurteilen. Zusätzlich werden Störreaktionen auf Flugbetrieb auch genannt für Haubentaucher, Kormoran, Rauhfußhühner etc. (vgl. Kempf & Hüppop 1998:19f.). Pütsch et al. (2006) nennen als durch Luftfahrzeuge besonders störsensible Arten Kraniche, Großtrappen, Störche, Gänse, Wat- und Wasservögel, Rauhfußhühner und Adler.

3. Generell scheinen Vögel in offenem Gelände (Wasserflächen, Watt, weiträumiges Grünland etc.) stärker auf Luftfahrzeuge zu reagieren als versteckt in der Vegetation lebende Arten; allerdings sind letztere kaum beobachtbar (z. B. Bruderer & Komenda-Zehnder 2005). Die häufigeren Beeinträchtigungen von Wiesenvögeln sind sicher auch darin begründet, dass sie wie der Flugverkehr die weiträumigen, offenen, gehölzfreien Lebensräume präferieren (Ranftl 1988).

4. Große Schwärme scheinen - wie auch sonst im Kontext von Störungen - empfindlicher zu sein als Einzelvögel (z. B. Kempf & Hüppop 1998:19, Bruderer & Komenda-Zehnder 2005). Dies gilt in besonderem Maße auch für Brutkolonien - insbesondere von Meeresvögeln (wie z. B. Baßtölpel, Trottellummen, Dickschnabellummen, Tordalken, Brandseeschwalben, Adeliepinguinen), wo zum Teil gravierende Beeinträchtigungen berichtet wurden (vgl. Kempf & Hüppop 1998:19f.).

5. Verschiedene Greifvögel und auch andere Arten wie der Große Brachvogel scheinen sich durch Segelflieger, Drachenflieger, Gleitschirmflieger und Modellflugzeuge bedroht zu fühlen und reagieren mit Scheinangriffen und echten Attacken (Kempf & Hüppop 1998:18).

6. Grundsätzlich dürften zudem weitgehend ungestörte und wenig vorbelastete Landschaftsräume gegenüber projektbedingt neuen Störwirkungen deutlich empfindlichere Vogelbestände aufweisen als bereits entsprechend vorbelastete Gebiete.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Soweit die Bestände der Art bzw. ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder möglichen signifikanten Störung der Individuen bzw. ihrer (Teil-)Habitate im Gebiet überschritten.

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

Um eine erhebliche Beeinträchtigung durch ein Vorhaben mit der rechtlich gebotenen Sicherheit ausschließen zu können, sind i. d. R. die oberen Angaben zu Stör-, Flucht- bzw. Meidedistanzen heranzuziehen und auf die potenziell geeigneten Lebensräume im Untersuchungsgebiet zu übertragen. Vorhaben, deren maximale Wirkzonen außerhalb der Gebiete bzw. der Habitate der geschützten Arten liegen, können i. d. R. zu keinen relevanten Störwirkungen und somit Beeinträchtigungen führen.

Bei einer Einschätzung von Stördistanzen bzw. -wirkungen sind jedoch immer auch die Aktionsräume und Mobilitäten der geschützten Arten mit zu berücksichtigen (vgl. dafür ggf. Angaben unter: 'Raumbedarf und Aktionsräume von Arten').

Daher werden auch die nachfolgenden Datensätze nach den entsprechenden Lärmquellen bzw. Projekttypen A: 'Straßenverkehr', B: 'Schienenverkehr' sowie C: 'Flugverkehr' sortiert.

5-1 Akustische Reize (Schall)

A: Straßenverkehr

Hinsichtlich der Störwirkungen durch Straßenverkehr kann die Relevanzschwelle möglicher Störwirkungen v. a. auf zwei Weisen operationalisiert werden. Entweder wird versucht, einen Schallpegel zu identifizieren, ab dem es zu Störwirkungen kommen kann, oder es wird dargestellt, bis zu welchen räumlichen Distanzen erkennbare Auswirkungen von Straßen auf Vögel nachweisbar waren.

Schallpegel:

Klump (2001:16ff.) verdeutlicht, dass aufgrund bekannter Labordaten zur Wahrnehmung von Signalen in Störschall zu erwarten sei, dass bereits bei Störschallpegeln von 47 dB(A) bei vielen Vogelarten eine Maskierung relevanter Informationen in Kommunikationssignalen möglich ist.

Nach Reck et al. (2001a,b) kann daher für den Beginn der lärmbedingten Minderung der Lebensraumeignung bei Vögeln ein Mittelungspegel von 47 dB(A) gewissermaßen als 'Relevanzschwelle' angenommen werden. Unterhalb dieses Wertes können Beeinträchtigungen i. d. R. ausgeschlossen werden, oberhalb dieses Wertes sind sie i. d. R. zu erwarten und daher differenzierter zu untersuchen.

Auch Garniel et al. (2007) haben für einzelne Arten Schallpegel als Orientierungswerte vorgeschlagen.

Stördistanzen:

In einer Vielzahl an Untersuchungen wurden durchschnittliche und/oder maximale Stördistanzen von Straßen ermittelt. Dabei sind die Untersuchungen in ihren Rahmenbedingungen bezüglich Straßenparameter, Landschaften, Artenspektren ebenso vielfältig wie ihre Mess- und Bewertungsweisen.

Die Untersuchungen von Veen (1973), Van der Zande et al. (1980) sowie von Reijnen & Foppen (1991a), Reijnen et al. (1995) bzw. Reijnen et al. (1996) ermittelten auch in Abhängigkeit der Verkehrsdichte Stördistanzen von Straßen auf Vögel, die artspezifisch stark variierten und bei stark befahrenen Straßen zum Teil bis weit über 1.000 m reichten. So können z. B. Störungen im Verhalten der Vögel nach Reijnen et al. (1996, 1996) im Bereich vielbefahrener Straßen (bis zu 60.000 Autos täglich) einen Störkorridor von etwa drei Kilometern Breite und an wenig befahrenen Straßen (bis zu 10.000 Autos täglich) noch von 1.500 m umfassen.

Unabhängig von den starken artspezifischen Differenzen wurden von Reijnen et al. (1996) für die Dichte aller Arten zusammen Stördistanzen von durchschnittlich 120 m (bei 5.000 Kfz/Tag) und von 560 m (bei 50.000 Kfz/Tag) auf Wiesenvögel ermittelt (ebd.:255).

Reijnen et al. (1987:312f.) fanden in ihrer Studie heraus, dass von Autobahnen (30.000-40.000 Kfz/Tag) auch auf gehölzbewohnende Vogelarten Störbänder von mehreren hundert Metern Breite ausgehen. Nahezu alle untersuchten Arten zeigten in straßennahen Probeflächen geringere Fortpflanzungsdichten. Nur eine Art trat straßennah häufiger auf. Die durchschnittliche Wirkdistanz lag bei ca. 500 m und die Reduktion der Dichte für alle Arten zusammen bei 15 %.

Reijnen & Foppen (1991a:9f.) bzw. Reijnen et al. (1995:187ff.) wiesen in ihren Untersuchungen in Laub- und Nadelwäldern für 26 der 43 festgestellten Arten (= 60 %) eine reduzierte Siedlungsdichte in Straßennähe nach. Um diesen Effekt zu quantifizieren, wurde die Dichte mit dem Lärmpegel (als Maß für die Belastungsintensität der Straße) in Beziehung gesetzt. Auf Grundlage dieser Relation wurden die Wirkdistanz (die Distanz von der Straße bis zu der eine reduzierte Dichte bestand) und die Abnahme der Dichte ermittelt. Die Zunahme der Wirkdistanz war eng an die Verkehrsdichte geknüpft, wohingegen der Waldanteil entlang der Straße die Wirkdistanz verminderte.

Aus den Untersuchungsergebnissen entwickelten Reijnen et al. (1995) das unter 'Prognosemethoden' vorgestellte und auf den Durchschnittswerten der Siedlungsdichten aller Arten basierende Verfahren zur Prognose straßenbedingter Beeinträchtigungen auf Brutvogelpopulationen.

Forman et al. (2002:782) kommen in ihren Untersuchungen in den USA zu dem Ergebnis, dass Straßenverkehr zu reduzierten Siedlungsdichten bei Wiesenvögeln führt. Die Wirkungen waren in Abhängigkeit von der Verkehrsdichte unterschiedlich. Bei einem Verkehrsaufkommen von 3.000-8.000 Kfz/Tag konnte kein signifikanter Effekt auf die Verteilung von Wiesenvögeln nachgewiesen werden. Bei einem Verkehrsaufkommen von 8.000-15.000 Kfz/Tag war kein Effekt auf die Anwesenheit von Vögeln nachweisbar, aber bis zu einer Entfernung von 400 m fand kein 'normales Brutgeschehen' statt. Für ein Verkehrsaufkommen von 15.000-30.000 Kfz/Tag war sowohl die Anwesenheit als auch das Brutgeschehen bis zu einer Entfernung von 700 m reduziert. Und bei einem Verkehrsaufkommen von >30.000 Kfz/Tag war sowohl die Anwesenheit als auch das Brutgeschehen bis zu einer Entfernung von 1.200 m reduziert.

Bei mehreren Gänsearten wurden von verschiedenen Autoren an Straßen unterschiedlicher Verkehrsintensitäten Störzonen von bis zu 400-500 m festgestellt (vgl. z. B. Mooij 1982:73ff., Madsen 1985:53ff., Keller 1991:229ff., Gerdes 1994:174ff., Kruckenberg 1995:1, Kruckenberg & Jaene 1999, Schreiber 2000, Handke et al. 2004, Reichenbach & Steinborn 2004 bzw. die Datensätze bei den entsprechenden Arten).

Eine Untersuchung von Bay & Rodi (1990:85ff.) an Baggerseen im Hinblick auf Auswirkungen einer angrenzenden stark befahrenen Bundesstraße (16.000 Kfz/Tag) ergab geringere Siedlungsdichten bei Singvögeln und eine geringere Anwesenheit bei Wasservögeln in Straßennähe. Die Straße bewirkte zumindest bei der ökologischen Gruppe der 'Flachwasservögel' nachgewiesenermaßen Störungen bis zu einem Abstand von 150 m. Von den zehn untersuchten Singvogelarten wiesen acht bis zu einem Abstand von 150 m signifikant weniger Brutreviere auf.

Räty (1979:169f.) hat in einigen Waldgebieten Finnlands Auswirkungen von Straßen mit 750-3.000 Kfz/Tag auf Rauhfußhühner (Auerhuhn, Birkhuhn, Haselhuhn und Moorschneehuhn) festgestellt. Die Siedlungsdichten waren in einem Bereich bis 250 m um 2/3 und daher signifikant reduziert und noch bis in eine Entfernung von 500 m deutlich verringert.

Illner (1992:467) stellte in einem Agrargebiet Mittelwestfalens (47,5 qkm) in bis zu 300 m Abstand zu einer Autobahn eine signifikant niedrigere Dichte an Rebhuhnrevieren fest als in Vergleichsgebieten. Die Territoriendichten in verschiedenen Abstandszonen unterschiedlicher Straßentypen waren signifikant negativ korreliert mit dem durchschnittlichen Verkehrslärmaufkommen. Verschiedene Indizien sprächen dafür, dass die verminderte Dichte des Rebhuhns in der Brutzeit entlang stark befahrener Straßen das Ergebnis von durch den Verkehr ausgelösten 'Vermeidereaktionen' ist.

Clark & Karr (1979) kommen in ihren Untersuchungen zu dem Ergebnis, dass Autobahnen zwar artspezifisch unterschiedliche Wirkungen auf Vögel haben, dass man aber bei zukünftigen Planungen von Straßen Effekte bis in Bereiche in 500 m Entfernung zur Straße berücksichtigen sollte.

Aufgrund der systemimmanenten Unterschiede der verschiedenen Untersuchungsergebnisse ist eine Relevanzschwelle nicht einfach ableitbar. Sofern differenzierte publizierte Untersuchungen mit den Rahmenbedingungen des Vorhabens weitgehend übereinstimmen, können sie ggf. als Herleitung herangezogen werden.

Ansonsten kann nur grob eingeschätzt werden, dass straßenbedingte Störungen in vielen Fällen sicher bis zu 500 m Entfernung auf Vogelbestände wirken dürften. Insbesondere in offenen Landschaften und bei Vorkommen besonders störungsempfindlicher Arten und/oder besonders hohen Verkehrsintensitäten, sind jedoch auch Störwirkungen bis zu 1.000 m (in Einzelfällen sogar darüber hinaus) zu erwarten.

Auch Garniel et al. (2007) haben eine Vielzahl u. a. der oben genannten Quellen ausgewertet und artspezifische Effektdistanzen als Orientierungswerte vorgeschlagen, die i. d. R. in der "Arbeitshilfe Vögel und Straßenverkehr" des BMVBS (2010) aufgegriffen wurden.

5-1 Akustische Reize (Schall)

B: Schienenverkehr

Für die Ableitung einer Relevanzschwelle beim Schienenverkehr können ggf. die minimalen Lärm- bzw. die maximalen Entfernungswerte von Tulp et al. (2002) bzw. Roll (2004) herangezogen werden. Ggf. lassen sich auch aus den besser untersuchten Störwirkungen anderer Projekttypen gewisse Anhaltspunkte ableiten (vgl. hierzu insbesondere Garniel et al. 2007 bzw. BMVBS 2010).

5-1 Akustische Reize (Schall)

C: Flugverkehr

Für die planerische Bewertung der Störwirkungen von Flugverkehr werden insbesondere die Überflughöhe (Vertikalabstand) und die seitliche Entfernung (Horizontalabstand) operationalisiert.

Überflughöhe / Vertikalabstand:

Kempf & Hüppop (1998:24) stellen, basierend auf ihrer Literaturauswertung, die verschiedenen Forderungen von Fachleuten zusammen und stellen dabei fest, dass die Meinungen über die Mindestflughöhe z. T. deutlich auseinander gehen: Kirst (1989) erhielt bei der Befragung von Fachleuten Angaben zwischen 150 und 750 m. Mosler-Berger (1994) und Niemann & Sossinka (1991) empfehlen 300 m, ebenso Calef et al. (1976). Belanger & Bedard (1989), CWSS (1991), Owens (1977) und Stockwell et al. (1991) schlagen mindestens 500 m, Miller & Gunn 600 m Flughöhe vor. Gilmer et al. (1988) führten Gänsezählungen sogar bei 900 m Flughöhe durch, um Störungen zu vermeiden.

Die Auswertungen von Bruderer & Komenda-Zehnder (2005:66ff.) geben ebenfalls Anhaltspunkte zu Flughöhen. So spielt nach Holm (1997) über 500 m die Flugroute, bezogen auf die untersuchten Gänse, keine Rolle mehr. Nach Mosbech & Boertmann (1999) zeigten mausernde Prachteiderenten bei einer Flughöhe von 400 m 'höchstens' Unruhe und Ausweichbewegungen, tauchten bei einer Überflughöhe von 250 m jedoch ab.

Bruderer & Komenda-Zehnder (2005:20) kommen zu dem Ergebnis, dass Überflugverbote im Bereich von sensiblen Gebieten (einschließlich ihrer Pufferzonen) von Naturschutzfachleuten als die sicherste Maßnahme zur Vermeidung von Störungen durch Luftfahrzeuge betrachtet werden. Vorschriften bezüglich minimaler Flughöhen sind weniger wirksam und weniger kontrollierbar, aber ggf. eher realisierbar. Die meisten Naturschutzfachleute plädieren für Höhenlimits um 500 m über Boden. Wo geringere Flughöhen angestrebt werden, wäre mit spezifischen Untersuchungen deren Verträglichkeit zu prüfen.

Experimente mit Wasservögeln in der Schweiz haben ergeben, dass Helikopter ab einer Überflughöhe von 450 m ü. B. und Kleinflugzeuge ab einer Höhe von 300 m ü. B. keine wesentlichen Verhaltensänderungen bzw. Störwirkungen mehr verursachten. Dabei waren die überwiegende Mehrheit der beobachteten Vogelarten häufige Arten, die auch in Zivilisationsnähe vorkommen. Es sei daher aber anzunehmen, dass anspruchsvollere oder zur Zugzeit rastende Arten wie Gänse und Limikolen sensibler reagierten (Bruderer & Komenda-Zehnder 2005:29).

Seitliche Entfernung (Horizontalabstand):

Kempf & Hüppop (1998:24) sowie Bruderer & Komenda-Zehnder (2005:66ff.) geben die Ergebnisse verschiedener Fachautoren wider.

So fordern Grubb & King (1991) für die an Flugzeuge gewöhnten Weißkopfseeadler in Arizona aufgrund ihrer Ergebnisse einen seitlichen Mindestabstand zum Horst von 625 m und höchstens kurze Vorbeiflüge innerhalb 1.100 m.

Visser (1986) stellte bezüglich Militärflugzeugen (Jet- und Helikopterüberflüge in einer Flughöhe unter 300 m) Störwirkungen auf rastende Pfuhlschnepfen bei seitlichen Entfernungen bis 1.000 m fest.

Niemann & Sossinka (1991) stellten fest, dass es bei seitlichen Distanzen von mehr als 700 m in der Regel zu keinen Störreaktionen mehr kam, wobei dies nicht für Gänse galt, die noch bei einer seitlichen Entfernung von 1.500 m reagierten.

Auch Owens (1977) registrierte bei Ringelgänsen ein durch Flugzeuge hervorgerufenes Auffliegen noch bis 1.500 m seitlicher Entfernung.

Raden & Küsters (1990) stellen horizontale Störwirkungen von 300 m (Helikopter) bis zu 2.000 m (Propellerflugzeug) fest. Dies ist eine der wenigen Untersuchungen, wo die Störwirkung von Hubschraubern geringer war als die von Flugzeugen.

Ellis et al. (1991) stellen bei verschiedenen Greifvogelarten ab einer Distanz von 500 m gegenüber militärischen Jets keine Reaktionen mehr fest.

Grubb & Bowerman (1997) ermitteln bei verschiedenen Greifvogelarten bei 800 m Distanz keine Reaktion, bei 400 m Wachsamkeit, bei 200 m Auffliegen (Mediane).

In an sich weitgehend störungsarmen Gebieten wie auf Spitzbergen, Grönland bzw. in Arktis und Antarktis wurden bei Kolonien von Lummen bzw. Pinguinen Stördistanzen gegenüber Helikoptern von 500 m, 1,5 km, 2,5 km, 6 km bis maximal 23 km ermittelt (vgl. verschiedene Quellen in Kempf & Hüppop 1998:22). Diese Untersuchungsergebnisse dürften jedoch auf deutsche Verhältnisse kaum übertragbar sein.

Putzer (1985) ermittelte bezogen auf Modellflugzeuge bei verschiedenen Arten Fluchtdistanzen von 200-700 m.

Schemel & Erbguth (1992) empfehlen bei motorisierten Modellflugzeugen einen horizontalen Mindestabstand von 1.000 m zwischen dem äußersten Radius des Fluggeländes und der Grenze eines Naturschutzgebiets.

Fazit:

Bruderer & Komenda-Zehnder (2005:47) kommen zu dem Ergebnis, dass verschiedene Experten 500 m als eine relativ sichere Vertikal- und auch Horizontaldistanz zur Vermeidung von Störungen erachten. Zusammenfassend halten sie fest, dass die Beschränkung von Überflughöhen über störungsempfindlichen Schutzgebieten und ihren Pufferzonen auf Höhen über 450 m (für Flächenflugzeuge evtl. auch über 300 m) in den meisten Fällen einen wirkungsvollen Schutz gewährleisten könnte. Pufferzonen mit einer horizontalen Ausdehnung von 500 m ab Reservatsgrenze seien nötig, damit die Mindestdistanz auch von der Seite her nicht unterschritten wird. Diese Pufferzone müsse auch für Modellflugzeuge sowie Hängegleiter gelten.

Als ein Beispiel für den verbindlichen Schutz von Gebieten mit besonders bedeutsamen Vogelvorkommen wird die Erklärung von Stade (Trilateraler Wattenmeerplan, CWSS 1997) angeführt, in der für den zivilen Flugverkehr über dem Wattenmeergebiet eine Mindestflughöhe von 450-600 m festgelegt wurde.

In der Arbeitsgruppe "Luftfahrt und Naturschutz" unter Leitung des BfN und dem DAeC in Zusammenarbeit mit den Vogelschutzwarten der Länder wurden so genannten luftfahrtrelevante Vogelgebiete (ABA = Aircraft relevant Bird Areas) nach einheitlichen Kriterien ausgewählt. Diese Gebiete mit hohem Vogelaufkommen während der Rast- und Zugzeiten bzw. mit "besonders störsensiblen" (Großvogel-)Arten sind seit 2007 in den Luftfahrerkarten der Deutschen Flugsicherung (ICAO), der Fa. Jeppesen (VFR-Karten) und der Fa. Plano2Plus (LuGeKa) aufgenommen.

Bei der Auswahl erfolgte eine Beschränkung auf durch Luftfahrzeuge besonders störsensible Großvogelarten und -gruppen wie z. B.: Kraniche, Großtrappen, Gänse, Wat- und Wasservögel, Birkhühner in besonders relevanten Vorkommen von landes-, bundes- bzw. europaweiter Bedeutung. Neben den Gebieten mit Großtrappen-, Steinadler- und Birkhuhnvorkommen wurden Flächen aufgenommen, in denen mehr als 10.000 Wat- und Wasservögel, bzw. mehr als 1.000 Kraniche rasten. Des Weiteren wurden Gebiete aufgenommen, in denen die Anzahl der rastenden bzw. brütenden Tiere 1% der biogeografischen Population einer Art erreicht.

Diese Größenbeschränkungen wurden eingesetzt, um nicht zu viele Gebiete in die schon mit vielen Lufträumen stark gegliederte Karte aufzunehmen. Insofern konnten nicht alle Gebiete erfasst werden, in denen unter Umständen auch mit hohem Vogelaufkommen gerechnet werden muss und in denen auch kleinere Vogelansammlungen durch tiefen Überflug gestört werden können.

Mit den ABAs sind keine unmittelbaren rechtlichen Vorgaben oder Einschränkungen verknüpft. Vielmehr sollen die Markierungen und Hinweise den Piloten ermöglichen, Risiken leichter zu erkennen und Störungen zu vermeiden. Daher wird ausdrücklich empfohlen, die gesetzliche Mindestflughöhe einzuhalten. Sollte dies aus luftrechtlichen oder sicherheitsrelevanten Gründen nicht möglich sein, sollte ein Gebiet umflogen werden.

In Deutschland wird der Luftverkehr durch das Luftverkehrsgesetz bzw. die Luftverkehrs-Ordnung geregelt. Beim Überlandflug müssen so genannte manntragende motorisierte Luftfahrzeuge eine Mindestflughöhe von 600 m über Grund einhalten, es sei denn, sie müssen wetter- oder luftraumbedingt tiefer fliegen, sie verfügen über eine Genehmigung oder bei Start und Landung (vgl. § 6 Luftverkehrs-Ordnung).

Die verschiedenen Untersuchungen zeigen, dass in der gesetzlichen Mindestflughöhe bei Überlandflügen von 600 Metern über Grund die "Aircraft relevant Bird Areas" mit ihren besonders störungsempfindlichen Vogelarten in der Regel gefahrlos für Mensch und Tier überflogen werden können. Die gesetzliche Mindestflughöhe schützt somit auch außerhalb der ABAs und beugt Unfällen durch Vogelschlag zumindest vor.

Im Kontext von FFH-Vorprüfungen bzw. FFH-Verträglichkeitsprüfungen kann somit bezüglich der Überflughöhe eine Höhe von 600 m für eine Relevanzeinschätzung verwendet werden. Da bezüglich des horizontalen Abstands bei verschiedensten wissenschaftlichen Untersuchungen Störwirkungen bis zu einem Abstand von 500-1.000 m feststellbar waren, können diese Entfernungen bei Vorkommen von störungsempfindlichen Vogelarten als Orientierungsspanne für eine Relevanzeinschätzung herangezogen werden, solange keine differenzierteren Kenntnisse zu den Störwirkungen des Projekts auf die nach den Erhaltungszielen geschützten Vogelarten des Natura 2000-Gebiets vorliegen.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Bei bau- bzw. sonstigem betriebsbedingtem Lärm kann hinsichtlich einer Relevanzschwelle für Spitzenlärmpegel ggf. auf die Aussagen von Dooling & Ryals (1995) oder Klump (2001) hinsichtlich physiologischer Schädigungsschwellen zurückgegriffen werden. Reck et al. (2001) gehen davon aus, dass bei Werten oberhalb von 90 dB(A) bei Wirbeltieren physiologische Schäden zu erwarten seien.

Für kontinuierliche (z. B. anlage- oder betriebsbedingte) Lärmemissionen sind ggf., basierend auf dem Wissen zu anderen Lärmquellen, entsprechende Orientierungswerte für Dauerschallpegel oder Störungsdistanzen ableitbar.

Bei überwiegend punktuellen bzw. diskontinuierlichen Störereignissen sind ggf. eher Ansätze aus der Störungsbewertung und dem Bereich von Flucht- und Stördistanzen anzuwenden. So spielt z. B. bei Baustellen in der Regel auch die Störung durch Tätigkeit bzw. Anwesenheit des Menschen eine Rolle. Daher können diesbezüglich für die jeweils potenziell betroffenen Vogelarten entsprechende Orientierungswerte zu planungsrelevanten Flucht-/Stördistanzen herangezogen werden, wie sie z. B. von Gassner et al. (2010:191ff.) zusammengestellt wurden (vgl. auch Wirkfaktor 5-2). Da lediglich für den Seeadler und für die Großtrappe Fluchtdistanzen über 500 m festgestellt wurden, können hier in der Regel ab einer Distanz von 500 m zwischen Schutzgebiet bzw. geschützten Arten und Projekt erhebliche Störungen ausgeschlossen werden.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Hohe Schalldruckpegel (>110 dB) können nach Klump (2001:10) bei Vögeln auch bei kurzzeitiger Einwirkung zu akuten Schädigungen des Innenohrs führen.

Die Auswirkungen von Störreizen auf physiologische Messgrößen, wie z. B. die Herzschlagfrequenz, oder auf Verhaltensparameter können von Vögeln vermutlich noch kompensiert werden und unterhalb der Erheblichkeitsschwelle von Beeinträchtigungen liegen. Haben Störungen jedoch Auswirkungen auf die Kondition oder die Fitness eines Individuums (worunter sein Beitrag an den kommenden Generationen einer Population verstanden wird, d. h. in der Regel die Zahl der geschlechtsreifen Nachkommen) und damit ggf. auf die Populationsgröße oder die Biozönose, müssen sie als erhebliche Beeinträchtigungen eingestuft werden, wenn geschützte Arten betroffen sind (vgl. auch Stock et al. 1994:51f.).

Bezüglich der Dauerschallpegel ist es in der Regel präziser und fachlich angemessener, keine Einzelwerte als Erheblichkeitsschwellen zu definieren, sondern über Zonierungsmodelle den graduellen Funktionsverlust von Habitaten bzw. die graduelle Bestandsabnahme im betroffenen Gebiet zu bilanzieren.

Die prognostizierbaren Beeinträchtigungen der Raumnutzung sind in ihrer Intensität im Hinblick auf den Brutvogelbestand oft schwer abzuschätzen. In vielen Fällen - insbesondere bei Arten mit besonderen Lebensraumansprüchen - sind Verdrängungen durch Störungen jedoch einem Habitatverlust gleichzusetzen. Ein 'Ausweichen' und 'Zusammenrücken auf engerem Raum' dürfte für Arten in der Regel nicht möglich sein, da davon auszugehen ist, dass Lebensräume in der Regel entsprechend ihrer Habitatressourcen in entsprechender Dichte besiedelt sind. Auch planungsmethodisch ist eine störungsbedingte Verdrängung daher in der Regel als Habitatverlust zu bewerten.

Dort, wo eine größere oder funktional relevante Habitatfläche einer geschützten Art betroffen ist, führt eine bestimmte Verlärmung eher zu einer erheblichen Beeinträchtigung als dort, wo nur geringwertige bzw. sehr kleine Habitatteile betroffen sind.

Über Zonierungsmodelle mit zugeordneten Funktionsverlusten können die graduell beeinträchtigten Habitatflächen anhand der angegebenen prozentualen Beeinträchtigungen pro Zone ermittelt und zu einem fiktiven vollständigen Funktionsverlust einer gewissen Dimension umgerechnet werden. Dieser kann für die verschiedenen Lärm-Zonen aufsummiert und mit in Fachkonventionsvorschlägen zum dauerhaften Habitatverlust enthaltenen Orientierungswerten ins Verhältnis gesetzt werden (siehe dazu auch die Ausführungen bei Lambrecht et al. 2004:145f. Oder bei Gassner et al. 2010:223). Dadurch ist grundsätzlich eine Vergleichbarkeit zwischen vollständigen und graduellen Funktionsverlusten möglich.

5-1 Akustische Reize (Schall)

Louis & Klein (2001:490f.) führen zur Frage der Erheblichkeit von Beeinträchtigungen in Natura 2000-Gebieten aus:

'Maßgebliche Bestandteile des Gebiets für die Gewährleistung der Erhaltungsziele sind alle Flächen, die wichtige Funktionen zur Erhaltung der Lebensräume oder Arten nach der Vogelschutz-Richtlinie erfüllen, für die das Gebiet eingerichtet wurde.

Eine Beeinträchtigung der Erhaltungsziele liegt vor, wenn in einem europäischen Schutzgebiet durch eine menschliche Betätigung die Lebensbedingungen der geschützten Vogelarten wesentlich verschlechtert oder ihre Lebensräume unmittelbar nachteilig beeinflusst werden können. Davon ist auszugehen, wenn die Lebensraumfunktion des Gebiets nicht oder nur noch eingeschränkt fortbesteht, weil die zur Verfügung stehende Fläche verkleinert wird oder sich die ökologischen Bedingungen in Folge des Projekts oder Plans verschlechtern werden. Das Gleiche gilt, wenn voraussichtliche Störungen eine Abnahme der Population der geschützten Vögel erwarten lassen, so dass die Erhaltungsziele des Gebiets voraussichtlich nicht mehr vollständig erreichbar sind. Dazu tragen insbesondere Störungen durch Lärm, Licht und Erschütterungen bei. [...] Erheblich ist eine Beeinträchtigung, wenn sie sich nicht nur unwesentlich auf die Funktionen des betroffenen Europäischen Vogelschutzgebiets auswirken. Je empfindlicher das Gebiet oder die zu schützende Art ist, umso niedriger ist die Erheblichkeitsschwelle anzusetzen.'