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)

Der Schreiadler ist sehr scheu und störempfindlich. Entsprechend hohe Empfindlichkeiten sind für akustische Störreize durch Straßen-, Schienen- und Flugverkehr sowie für bau- und anlagebedingte Schallereignisse zu erwarten. Gewöhnungen sind bei hohen Empfindlichkeiten i. d. R. auszuschließen.

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)

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.'

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Optische Störwirkungen können unterschiedlichste anlage-, betriebs- oder baubedingte Ursachen haben (s. auch "Vertiefende Ausführungen" unter "Wirkfaktoren"). Häufig sind die daraus resultierenden Beeinträchtigungen nicht ausschließlich optischen Reizen zuzurechnen, sondern entstehen aus einer Kombination verschiedener optischer und akustischer Wirkfaktoren (vgl. auch Wirkfaktor 5-1).

Die ebenfalls kumulativ auftretenden optischen Störwirkungen durch Straßen-, Schienen-, Flug- und Schiffsverkehr werden nur unter Wirkfaktor 5-1 behandelt, da bei diesen Projekttypen i. d. R. die akustischen Störwirkungen in ihrer Reichweite und Bedeutung überwiegen. Empfindlichkeiten gegenüber vorherrschend licht- bzw. beleuchtungsbedingten Effekten werden unter Wirkfaktor 5-3 beschrieben.

Vögel gelten grundsätzlich als eine gegenüber optischen Störreizen hoch empfindliche Artengruppe. Visuell wahrnehmbare Störreize können je nach Art, Frequenz, Stärke, Zeitpunkt und Dauer Beeinträchtigungen unterschiedlicher Intensität hervorrufen.

Optische Störreize können bei Vögeln Fluchtreaktionen auslösen sowie bei längerer Dauer und häufiger Wiederkehr zu Stressreaktionen und verändertem Verhalten führen. So unterscheiden Ruddock & Whitfield (2007) bei den Störwirkungen durch Menschen bzw. deren Aktivitäten Stördistanz "alert distance", bei der Verhaltensänderungen von Vögeln auftreten und Fluchtdistanz "flight inition distance", die Auffliegen oder aktives Ausweichen gegenüber der Annäherung der Störquelle auslöst. Allgemein resultieren die Auswirkungen in einer verminderten Kondition oder Fitness der Individuen. Als weitere Folgen ergeben sich Zeitverluste bei der Nahrungsaufnahme und Regeneration, wodurch die Energiebilanzen der Vögel (z. B. bei Brut, Überwinterung oder während des Vogelzugs) und schließlich auch die Entwicklungen der Populationen negativ beeinflusst werden (vgl. z. B. Belanger & Bedard 1990, Keller 1995, Kempf & Hüppop 1998, Hüppop 1993, 1995, 1999, 2001). Ebenso können sich Fluchtreaktionen brütender oder Junge führender Elterntiere über eine erhöhte Verlust- oder Prädationsrate beeinträchtigend auf die Populationsentwicklung auswirken (vgl. z. B. Kempf & Hüppop 1998). Auf optische Störwirkungen zurückzuführende Veränderungen von Aktivitätsmustern (Sell 1991) bzw. Raumnutzungen bewirken u. U. eine partielle oder vollständige Meidung von Gebieten und damit eine Verringerung der Siedlungsdichte (vgl. z. B. Putzer 1983, Keller 1995, Silva et al. 2010) oder eine verringerte Habitatnutzung in den Rast- und Überwinterungsgebieten (z. B. Schneider-Jacoby et al. 1993:1ff., Gädtgens & Frenzel 1997:191ff., Spilling et al. 1999:325ff.).

Darüber hinaus können die Empfindlichkeiten mehr oder weniger ausgeprägten Lern- und Gewöhnungseffekten unterliegen, in Abhängigkeit z. B. von der Konstanz und Berechenbarkeit der Störquellen (z. B. Wille & Bergmann 2002:293ff.), der Struktur des umgebenden Habitats oder der Dauer der Aufenthalte. Das Flucht- und Meideverhalten kann auch von anderen Faktoren wie z. B. Konkurrenzverhalten oder Witterungseinflüsse überlagert sein.

Optische Störwirkungen können unter Berücksichtigung aller Einflussfaktoren zu einer verringerten Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, zum Verlust oder zur funktionalen Entwertung von (Teil-)Habitaten, zu reduziertem Bruterfolg, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-)Populationen führen. In analoger Weise können auch bedeutsame Rast- und Überwinterungshabitate in reduzierter Weise oder gar nicht mehr genutzt - und somit aufgegeben - werden.

Weitere Ausführungen finden sich in den nachfolgenden Datensätzen, die nach den folgenden drei Grundtypen optischer Störwirkungen gegliedert sind:

I: Strukturbedingte visuelle Störwirkungen, v. a. durch hohe Anlagen (z. B. WEA, Energiefreileitungen, Brücken, Gebäude) bzw. Silhouetten,

II: Störwirkungen durch menschliche Anwesenheit und Aktivitäten sowie

III: Störwirkungen durch Bewegung und Reflektionen von Anlagen.

Bibliographien: Keller (1995), Richarz et al. (2001:350ff.).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

I: Strukturbedingte visuelle Störwirkungen

Strukturbedingte visuelle Störwirkungen - insbesondere auf Vogelarten offener Lebensräume - werden v. a. von hohen bzw. breiten Vertikalstrukturen bzw. 'Silhouetten' hervorgerufen. Dazu zählen z. B. Windenergieanlagen, Energiefreileitungen, Gebäude, Dämme, Brücken oder hohe Gehölzbestände.

Diese Störwirkung resultiert wahrscheinlich in erster Linie aus der von vielen Arten zur Prädationsvermeidung in Brut-, Rast- und Überwinterungsgebieten benötigten Offenheit, Weiträumigkeit und 'Weitsichtigkeit' der Habitate. Bei diesen Arten wird z. T. auch von 'Kulissenflüchtern' gesprochen. Durch Einhaltung von Abständen bzw. Meidung von Flächen entstehen somit maßgebliche Habitatverluste. Sofern relevante Teilhabitate durch Strukturen optisch getrennt werden, können sich als Folgewirkungen ebenfalls reduzierte Flächennutzungen ergeben.

Sofern für die Art relevant, sind die nachfolgenden Datensätze nach den unten angegebenen Hauptursachen strukturbedingter Störwirkungen gegliedert. Insbesondere zur Störwirkung von Windenergieanlagen, Energiefreileitungen sowie von Gehölzbeständen liegen vielfältige Beobachtungen und Erkenntnisse vor.
Die nachfolgenden Datensätze sind - sofern für die Art relevant - nach den verschiedenen Strukturtypen gegliedert:

A: Windenergieanlagen,
B: Energiefreileitungen,
C: Hohe Gehölzbestände,
D: Sonstige strukturbedingte visuelle Störwirkungen (z. B. Gebäude, Dämme, Brücken).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

A: Strukturelle Störwirkungen von WEA

Windenergieanlagen (WEA) bzw. Windparks (WP) weisen neben strukturbedingten visuellen Störwirkungen durch gruppierte, Raum verstellende Anlagen zusätzlich durch Bewegung, Schattenwurf und z. T. Reflektionen ein ganzes Set an Störfaktoren auf. Relevante Empfindlichkeiten zeigen sich artspezifisch in mehr oder weniger ausgeprägtem Meideverhalten gegenüber der technischen Anlagenkulisse (Windfelder) und in Scheucheffekten bzw. Vergrämungen durch Bewegung und Schattenwurf der WEA. Aufgrund der starken artspezifischen Unterschiede werden die jeweiligen Empfindlichkeiten überwiegend in den Artsteckbriefen genauer beschrieben und mit Untersuchungsergebnissen belegt.
Im Allgemeinen sind vorrangig Scheuchwirkungen durch Bewegung und Schattenwurf von WEA wirksam, die in Abhängigkeit der räumlichen Situation in mehr oder weniger großem Umfang Habitatverluste zur Brut- und Zugzeit zur Folge haben. Neben vollständiger Meidung gestörter Flächen können sich auch verringerte Nutzungsfrequenzen oder Individuendichten auf der WP-Fläche ergeben. Darüber hinaus können sich Störreize auch auf die Reproduktion der im Umfeld von WEA brütenden Vögel auswirken. So haben Pederson & Poulsen (1991) für Kiebitze in der Nähe von WEA bei der Entwicklung der Brutbestände erst nach mehreren Jahren einen im Vergleich zum Umland deutlich verminderten Schlupf- und Bruterfolg nachgewiesen. Bisher haben sich aber erst wenige Untersuchungen mit den Auswirkungen von WEA auf den Bruterfolg befasst.

In den von Hötker et al. (2004:20ff.) zusammengetragenen und statistisch ausgewerteten Untersuchungen wurde für eine Vielzahl an Arten die Scheuchwirkung von WEA analysiert. Trotz der im Ergebnis vorhandenen großen Streuung lassen sich hiernach zumindest Tendenzen erkennen. Bei der Beurteilung der Ergebnisse ist zu berücksichtigen, dass nur für relativ wenige Arten eine größere Anzahl von Untersuchungen ausgewertet werden konnte. Etliche Arten sind nicht oder kaum untersucht (Hötker et al. 2004:23).

Bei der Reaktion und dem Verhalten der einzelnen Arten ist z. T. grundsätzlich zwischen Brutvögeln und Gastvögeln außerhalb der Brutzeit zu unterscheiden. Während der Brutzeit waren geringere Meidungsabstände zu erkennen als außerhalb der Brutzeit, so wurden in der Brutzeit nur ausnahmsweise Abstände von mehr als 200 m beobachtet und die Mehrzahl der Vögel hielt sich zumindest partiell auch im unmittelbaren Bereich der WEA bzw. im Randbereich des WP auf. Im Rahmen der statistischen Prüfung des ausgewerteten Datenmaterials konnte jedoch kein signifikanter Nachweis von erheblichen negativen Auswirkungen der Windkraftnutzung auf die Gebietsbestände von Brutvögeln erbracht werden.

Außerhalb der Brutzeit wurden generell höhere Meideabstände festgestellt. Vögel der offenen Landschaft, also z. B. Gänse, Enten und Watvögel, aber auch Kraniche, hielten im Allgemeinen Abstände von mehreren hundert Metern zu WEA ein.

Eine generelle Tendenz der Gewöhnung an Störeffekte von WEA besteht nach den Analysen von Hötker (2004:4) offenbar nicht. Reichenbach (2003) geht (auf der Basis relativ weniger Untersuchungen und Untersuchungsgebiete) dagegen bei etlichen Arten davon aus, dass es bei Brutvögeln zu Gewöhnungseffekten kommt, wohingegen er bei Gastvögeln ebenfalls stärkere Beeinträchtigungen festgestellt hat.

Differenzierte Ausführungen zur Störwirkung von Windenergieanlagen auf Vögel, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:
Sachslehner & Kollar (1997), Kruckenberg & Jaene (1999), Schreiber (2000, 2002), Bundesamt für Naturschutz (2000), Isselbächer & Isselbächer (2001a,b), Bergen (2001), Borbach-Jaene & Kruckenberg (2001), Kowallik & Borbach-Jaene (2001), Breuer & Südbeck (2002), Richarz (2002), Steffen (2002), Reichenbach (2003, 2004a,b,c), Reichenbach et al. (2004), Handke et al. (2004a,b,c,d), Traxler et al. (2004), Hötker et al. (2004, 2005), Percival (2005), Horch & Keller (2005), Niedersächsischer Landkreistag (2007), LAG-VSW (2007), LANU Schleswig Holstein (2008), European Commission (2011), Richarz (2011b), Stübing (2011), Bayerisches Staatsministerium des Innern et al. (2011), Ministerium für Umwelt, Gesundheit und Verbraucherschutz des Landes Brandenburg (2011), Niedersächsischer Landkreistag (2011, 2013), LUBW Baden-Württemberg (2012), Ministerium für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft Baden-Württemberg et al. (2012), Ministerium für Energie, Infrastruktur und Landesentwicklung Mecklenburg-Vorpommern (2012), HMUELV & HMWVL HE (2012), Richarz et al. (2012), Langston et al. (2013), Langgemach & Dürr (2013), MKULNV & LANUV NRW (2013), MELUR & LLUR SH (2013), Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten (LAG-VSW) (2012/in Vorb.).

Umfassende Auswertungen zu artspezifischen Stör- / Meideabständen finden sich z. B. in:
Witte & Van Lieshout (2003), Reichenbach (2003), Hötker et al. (2004, 2005).

Spezielle Informationen zu Offshore Windenergieanlagen finden sich z. B. in:
Guillemette et al. (1998, 1999), Percival (2001), Exo et al. (2002), Hüppop et al. (2002), Dierschke et al. (2003), Hüppop & Garthe (2003), Garthe & Hüppop (2004), Garthe et al. (2004), Köppel et al. (2004), Hüppop et al. (2004, 2005a,b,c), Petersen et al. (2004), Dierschke & Garthe (2005), Petersen (2005), Petersson (2005), Merck (2005), Wahl et al. (2007), Kubetzki et al. (2011).

Sammelbände: Bundesamt für Naturschutz (2000), TU Berlin (2002), BUND (2004).

Bibliographien: Schubert (2000).

Eine Literaturdatenbank mit verschiedenen Abfrageoptionen bietet das Michael-Otto-Institut des NABU (2004) unter: http://bergenhusen.nabu.de.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Windenergieanlagen können die Individuen von Nahrungsflächen fernhalten und dadurch direkt den Bruterfolg beeinflussen. Außerdem kann es zu Beeinträchtigung der (Luft)balz und anderer interspezifische Beziehungen zwischen benachbarten Paaren kommen bzw. diese möglicherweise verhindern. Bei Gewöhnung einzelner Individuen an die Anlagen besteht direktes Kollisionsrisiko, da Schreiadler aus Höhe von mehreren hundert Metern im Sturzflug auf Kleinsäuger in der offenen Feldmark jagen können, die gerade auch im Bereich der WEA-Fundamente besonders hohe Siedlungsdichten erreichen können.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

B: Strukturelle Störwirkungen von Freileitungen

Auch bei Freileitungen wurden für einige Vogelarten des Offenlandes Meideverhalten bzw. Scheuchwirkungen nachgewiesen. Im Vordergrund stehen Lebensraumverluste durch verminderte Raumnutzungsintensitäten in Brut-, Rast- und Überwinterungsgebieten, die im Wesentlichen auf Prädationsvermeidung zurückzuführen sind (BirdLife International 2003), die jedoch auch durch das Flugverhalten der Arten (mit)verursacht sein können. Ansitz- und Beobachtungsmöglichkeiten können von Greifvögeln und Rabenvögeln ausdauernd genutzt werden. Freileitungstrassen können deshalb immer Eingriffe in Räuber-Beute-Beziehungen von Vogelgemeinschaften zur Folge haben.
Als weitere Folge der strukturellen Störwirkung von Freileitungstrassen ist die Effizienz der Nahrungsaufnahme, v. a. für Gänse, durch erhöhtes Sichern und reduziertes Komfortverhalten im Nahbereich der Trasse beeinträchtigt (Ballasus & Sossinka 1997, Kreutzer 1997). Dabei ist die Datenlage für die meisten Arten jedoch oft heterogen und widersprüchlich. Unterschiedliche Befunde sind in der Regel auf unterschiedliche Habitatbedingungen zurückzuführen, da Meideeffekte üblicherweise erst dann vermehrt in den Vordergrund treten, wenn es sich um suboptimale Habitate handelt. Bei günstigen Habitatbedingungen kommen Meideffekte daher in den meisten Fällen gar nicht oder nur in geringer Weise zum Tragen (z. B. Altemüller & Reich 1997:125, Marxmeier et al. 2005:1ff.).

Differenzierte Ausführungen zur Störwirkung von Freileitungen auf Vögel, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten (inkl. Auswertungen) und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:

Heijnis (1980), Altemüller (1996), Altemüller & Reich (1997), Ballasus & Sossinka (1997), Kreutzer (1997:129ff.), Gutsmiedel & Troschke (1997:191ff.), Marxmeier et al. (2005, 2005a), Sudmann et al. (2005), Kreuziger et al. (2006), Sudmann & Kreuziger (2007), Silva et al. (2010), Prinsen et al. (2011), European Commission (2014 / in Vorb.).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

D: Strukturelle Störwirkungen von Gebäuden, Dämmen und Brücken

Sonstige höhere bauliche Strukturen sind hinsichtlich ihrer Störwirkungen auf Vogelarten des Offenlandes weniger gut dokumentiert. Ausführungen und Beispiele finden sich ggf. in den allgemeinen Habitatbeschreibungen der einzelnen Offenlandarten sowie zu:

Brücken: z. B. bei Kahlert et al. (2005:46f.).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

II: Störwirkungen durch menschliche Anwesenheit und Aktivitäten

Die Störwirkungen von Personen bzw. menschlicher Anwesenheit und Aktivität resultieren häufig aus der Kombination verschiedener akustischer und optischer Wirkfaktoren, die sich aus der jeweiligen Tätigkeit v. a. im Rahmen von Bautätigkeiten, verschiedenen Sport- und Freizeitaktivitäten, den genutzten Verkehrsmitteln, (Sport-)Geräten oder der etwaigen Begleitung durch Hunde etc. ergeben. Hierbei ist vielfach nicht klar zwischen einzelnen Wirkfaktoren zu trennen. Insbesondere mit dem Wirkfaktor 5-1 (Akustische Reize) bestehen enge Verknüpfungen, da mit menschlichen Aktivitäten zumindest Einzelschallereignisse verbunden sind.

Das Mitführen von Hunden stellt ein besonderes Störungspotenzial dar, das sich u. a. aus dem natürlichen Feindschema vieler Arten herleiten lässt. Dies gilt insbesondere - aber nicht nur - für nicht angeleinte, unruhig umherlaufende Hunde. Vögel reagieren bei Störungen durch Hunde früher mit Flucht als bei Menschen (Yalden & Yalden 1990, Lord et al. 2001, zit. in Langston et al. 2007:27ff.) und bleiben länger dem Nistplatz fern, wenn sie von Hunden gestört worden sind (Taylor et al. 2007, zit. in Langston et al. 2007:27ff.). Hunde werden daher im Übrigen auch erfolgreich zur Vergrämung von Vogelbeständen an Flughäfen eingesetzt (vgl. z. B. Carter 2002).

Dennoch spielt auch die bloße Anwesenheit des Menschen eine wesentliche Rolle, da offenbar auch der Mensch bei vielen Arten weitgehend unabhängig von realen oder unmittelbaren Bedrohungen aufgrund langjähriger Tradierung von Verfolgung und Bejagung als Feindbild wahrgenommen wird. Zu deutlich höheren Fluchtdistanzen und damit stärkeren Beeinträchtigungen kommt es aber in erster Linie bei Arten, die bejagt und/oder gezielt vergrämt werden (z. B. Gänse, Kormorane). Bei konsequenter Beruhigung (vor allem Jagdruhe) kann es in speziellen Gebieten jedoch auch bei diesen Arten zu deutlich geringeren Fluchtdistanzen kommen (Wille et al. 2002:293ff.). Hinweise auf die artspezifischen Fluchtdistanzen und ihre planerische Berücksichtigung finden sich in der Auswertekategorie 'Prognosemethoden'.

Sofern für die Art relevant, sind die nachfolgenden Datensätze nach A: Jagd sowie B: Sport- und Freizeitaktivitäten gegliedert.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

A: Störwirkungen durch jagdliche Aktivitäten

Von einigen Autoren wird betont, dass jagdliche Aktivitäten ursächlich für 'schreckhafte Reaktionen' von Tieren auf menschliche Anwesenheit und Aktivitäten sind. 'An der Furcht vor dem Menschen ist in vielen Fällen die Jagd in ausschlaggebender Weise beteiligt' (Georgii 2001:39). Nach dem aktuellen Kenntnisstand kann außerdem kein Zweifel daran bestehen, dass jagdliche Aktivitäten direkt negative, gebietsbezogene Auswirkungen auf Verhalten, Anzahl und Verteilung von Arten haben können. Insbesondere ist dies für Wasservögel belegt, bei denen sich speziell winterliche Störungen auch auf die Vitalität der betroffenen Individuen auswirken können (z. B. Meile 1991, Stock et al. 1994, Madsen & Fox 1995). Gerade in den letzten Jahren wurden durch mehrere Studien die quantitativen Auswirkungen der Wasservogeljagd deutlich gemacht (vgl. z. B. Geiersberger & Zach 1997, Lonchampt & Michelat 2000) bzw. für Gänse (Mooij 1999:164ff., Kruckenberg et al. 2008:169ff.). Wille (1999) zeigte eindrucksvoll, dass die Bejagung eine langanhaltende, sensibilisierende Wirkung auf Wildgänse für alle Störreize hatte, so dass jede Störung zu intensiveren Fluchtreaktion führten als bei der unbejagten Vergleichsgruppe.

Zu jagdlichen Aktivitäten gehören auch die Errichtung von Hochsitzen, Kirrungen oder Fütterungen. Diese werden oft in entlegenen störungsarmen Landschaftsteilen errichtet, die gleichzeitig Rückzugsräume für störempfindliche Vogelarten sind. Dadurch und aufgrund der zeitlichen Überschneidung von Jagdzeiten und empfindlichen Zeiträumen von Ansiedlung, Paarfindung und Nestbau können sich nachhaltige Störungen in ansonsten störungsarmen Habitaten wie z. B. in Waldgebieten mit Nistplätzen von Großvögeln ergeben.

Differenzierte Ausführungen zur Störung von Vögeln durch Jagd, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:

Frenzel & Schneider (1987), Tempel (1992).

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B: Störwirkungen durch Sport- und Freizeitaktivitäten / menschliche Anwesenheit

Nach Analyse vogelkundlicher Datenerhebungen gehören heute Störwirkungen durch Sport- und Freizeitaktivitäten zu den wichtigsten Gefährdungsfaktoren von Brutvögeln (Stickroth 2005:120ff.). Für Vogelarten der Küsten und Meere sowie der Gewässer und Verlandungszonen wird dieser Faktor von den Autoren für Brut- und Gastvögel als vorrangig angeführt. In diesen deckungsarmen Vogellebensräumen können bereits einzelne Störungen großer Vogelkonzentrationen während der Rast- und Überwinterung starke und nachhaltige Folgewirkungen haben.

Durch die Förderung und Zunahme sogenannter Outdoor-Sportarten werden zunehmend unberührte oder schwer zugängliche und ansonsten wenig besuchte Landschaftsteile gestört. Insbesondere für Habitatspezialisten ergeben sich dadurch Stressbelastungen infolge von Geräuschemissionen und starken optischen Reizen (Südbeck & Spitznagel 2001:340ff.). Aufgrund des Meideverhaltens störempfindlicher Arten reduziert sich i. d. R. deren besiedelbarer Raum. Gleichzeitig erhöhen sich die inter- und intraspezifische Habitatkonkurrenz sowie der Prädatorendruck.

Im Hochgebirge können die störungsbedingten Flächenverluste und Fragmentierungen der Lebensräume durch Sportaktivitäten sogar zu Verinselungen von Teilpopulationen z. B. der Rauhfußhühner führen. Aus dem Rückzug in suboptimale Biotope, Gelegeverlusten und Beunruhigungen im Winter ergeben sich hier für Standvögel gleich mehrere bestandsmindernde Faktoren (Ajathi & Krumme 2002).

Differenzierte Ausführungen zur Störung von Vögeln durch Anwesenheit und Aktivitäten des Menschen und eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:

Frenzel & Schneider (1987), Nehls (1994), Stock et al. (1994), Keller (1995), Zeitler (1995a,b), Schnidrig-Petrig & Inghold (1995), Szemkus et al. (1998), Brendel et al. (2001), Ruddock & Whitfield (2007).

Sammelbände: z. B. Laufener Seminarbeiträge 1/2001, Berichte der Deutschen Sektion des Internationalen Rates für Vogelschutz, Bd. 25.

Datenbank: BfN-Literaturdatenbank mit differenzierten Hinweisen zu den Auswirkungen von Sport- und Freizeitaktivitäten auf die Tier- und Pflanzenwelt (siehe: www.natursportinfo.de).

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Beeinträchtigungen des Schreiadlers durch touristische Aktivitäten infolge von Störungen im Nestbereich und auch in den Nahrungshabitaten werden von mehreren Autoren genannt (Mammen & Stubbe 2005:56 MLUV 2005:30, Meyburg et al. 2004b:606).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Scheller et al. (2001a) untersuchten in den vier Hauptverbreitungsgebieten in Mecklenburg-Vorpommern zwischen 1994 und 1997 systematisch Störungen im Lebensraum von Brutpaaren und listeten alle Störungen auf, die zu deutlichen Flucht- und Ausweichreaktionen führten. Danach betrug der Anteil von Störungen durch Menschen in freier Landschaft 35 %, Tiefflieger 16 %, Hubschrauber 15 %, PKW 13 %, Sport- und Ultraleichtflugzeuge 3 %, Erntemaschinen 10%, Traktoren 3 % und Modellflugzeuge 5 %. 'Für den Brutverlauf folgenschwer sind jedoch unkalkulierbare Störreize von hoher Intensität und Spontaneität, unregelmäßige Dauerstörungen sowie Störungen im direkten Horstbereich.'

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Scheller & Meyburg (2006) dokumentierten mit einer Videokamera Duckverhalten eines brütenden Weibchens, wenn sich ein Luftfahrzeug näherte, sowie den Versuch, Sichtkontakt zum Flugobjekt herzustellen. Mikiara (1990) berichtet von einem Fall, in dem ein Schreiadler einen Segelflieger angriff, von dem er sich bedroht fühlte.

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III: Störwirkungen durch Bewegung und Reflektionen von Anlagen

Störwirkungen durch optische Störreize in Form von Bewegung, Reflektionen, Lichtblitzen etc. sind bisher wenig untersucht. Verschiedene diesbezügliche Ansätze der Vertreibung von Vögeln im landwirtschaftlichen, garten- und obstbaulichen bzw. fischereilichen Bereich oder bei der Flugsicherheit scheinen jedoch auf eine gewisse Wirkung hinzuweisen. Die spezifischen Wirkungsbezüge dürften in den meisten Fällen allerdings noch schwer bestimmbar sein.

Häufig treten sie ohnehin nicht singulär, sondern nur in Verbindung mit anderen optischen oder akustischen Störreizen auf. So dürften die Störwirkungen aufgrund der Bewegungen oder Reflektionen von Fahrzeugen (Kfz, Züge, Flugzeuge) methodisch in den Untersuchungen zu deren allgemeinen Störwirkungen subsumiert sein (vgl. Wirkfaktor 5-1). Die Störwirkung der bewegten Rotoren von Windenergieanlagen ist unter den strukturbedingten Störwirkungen von WEA subsumiert. Auf die Störwirkungen durch die Bewegung von Personen und/oder bestimmten Geräten des Flug- oder Wassersports ist bereits unter dem Punkt menschliche Anwesenheit und Tätigkeit hingewiesen worden.

Allerdings kann nicht gänzlich ausgeschlossen werden, dass nicht bestimmte bauliche Anlagen (wie z. B. Solaranlagen, Spiegelteleskope) ggf. zu eigenständigen Störwirkungen durch Reflektionen, Blinken, Spiegeln oder Ähnlichem führen. Hierzu gibt es Hinweise, dass die Reflektion bei großflächigen Solaranlagen (häufig mehrere ha groß) vermeintlich als Wasserfläche erscheint und die Vögel zur Landung verführt, und ggf. auch Kollisionen hervorrufen kann (vgl. Wirkfaktor 4-2). Ähnliche Irritationen lösen Spiegelungen regennasser Straßen aus. Auch wenn in Einzelfällen (möglicherweise tödliche) Landeversuche nicht auszuschließen sind, so wird dieser Wirkpfad anhand der wenigen vorliegenden Untersuchungen von den Autoren in der Regel als vernachlässigbar eingestuft; vgl. Aussagen von GfN (2007) in ARGE Monitoring PV-Anlagen (2007).

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

Zusätzlich sind Häufigkeit, Frequenz bzw. Regelmäßigkeit, Dauer und Zeitpunkte der Störereignisse zu berücksichtigen.

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

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.

Konkretere Prognosemethoden sind nach folgenden Grundtypen visueller Störwirkungen gegliedert:

I: Strukturbedingte Störwirkungen, v. a. durch hohe Anlagen (z. B. WEA, Freileitungen, Brücken, Gebäude) bzw. sonstige Silhouetten,

II: Störwirkungen durch menschliche Anwesenheit und Aktivitäten.

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I: Beurteilung strukturbedingter visueller Störwirkungen

Als betroffene Arten bzw. Artengruppen gelten insbesondere bodenbrütende Vogelarten, die übersichtliche und daher weiträumig offene und strukturarme Habitate (Wiesen, Weiden, Moore, Ackerflächen, Küsten und Ödland) besiedeln wie Wiesenbrüter (Großer Brachvogel, Uferschnepfe, Bekassine, Wachtelkönig, Rotschenkel, Austernfischer, Kampfläufer), Ackerbrüter (Kiebitz, Rebhuhn, Wachtel), Kleinvögel des Offenlandes (Feldlerche, Schafstelze, Wiesenpieper, Braunkehlchen, Grauammer), Greifvögel des Offenlandes (Weihen, Sumpfohreule etc.), Brutvögel der Küsten (Möwen, Seeschwalben etc.), Gänse, Schwäne und einige im Offenland rastende Entenarten und Limikolen (vor allem Pfeifente, Kiebitz, Goldregenpfeifer, Kampfläufer).

Bei der Beurteilung struktureller Störwirkungen scheint die Unterscheidung von Brut- und Zugvögeln bzw. Brut- und Zugzeit von Bedeutung zu sein. Abhängig von den ökologischen Rahmenbedingungen und ihrem Jahreszyklus reagieren Individuen der selben Arten und sogar die selben Individuen auf dem Zug anders als in den Brutgebieten. Hierbei kann es aufgrund der größeren Mobilität außerhalb der Brutzeit einerseits zu geringeren Meideeffekten kommen als zur Brutzeit (statischer Neststandort); andererseits kann es im Brutgebiet ggf. zu Gewöhnungseffekten kommen, die zu einer geringeren Meidedistanz führen als bei unbekannten Strukturen im Rast- und Überwinterungsgebiet. Als Parameter für Prognosen von Auswirkungen struktureller Störwirkungen sind deshalb Artenspektrum, Artenanzahl, Aufenthaltsdauer, Gebietsfunktion im Jahreszyklus sowie tagesrhythmische Interaktionen zwischen Teilhabitaten von Bedeutung.

Für die Intensität der Störwirkungen und dadurch hervorgerufene Folgewirkungen sind auch räumliche Konstellationen weiterer Störpotenziale relevant. So reagieren Vögel weniger empfindlich auf Störungen, wenn diese nur aus einer Richtung wirken. Kammerungen durch verschiedene strukturelle oder andere visuelle Reize stellen die höchste Intensität und die stärkste räumliche Einschränkung der Habitatnutzung für empfindliche Offenlandarten dar. Dabei ist der Grad der Einengung bzw. des verbliebenen ungestörten Raumes relevant.

Zur Betrachtung und Analyse des räumlichen Umfangs der Einschränkungen und Verluste von Habitatnutzungen durch strukturelle und auch andere Störwirkungen bietet sich die kartografische Darstellung von maßstabsgetreuen Störbändern bzw. -radien an. Ihre Breite bzw. ihr Radius wird jeweils artspezifisch aus den Empfindlichkeiten der betroffenen Arten abgeleitet und entlang der Störquellen eingezeichnet. Bei der Berücksichtigung von zumindest zwei Empfindlichkeitsstufen lassen sich voraussichtlich graduell beeinträchtigte Bereiche und vollständige Habitatverluste prognostizieren. In der Erweiterung auf Maßnahmenplanungen können ggf. in der Umkehr des methodischen Ansatzes vorhandene Störbänder durch Aufhebung visueller Reize (Abbau von Anlagen, Gebäuden, Türmen) aufgelöst und der Umfang ungestörter bzw. wenig gestörter Räume vergrößert werden.

Da die hier betrachteten Strukturen teilweise starke Unterschiede aufweisen, dürfen die dazu vorliegenden Erkenntnisse nicht uneingeschränkt übertragen werden. Der jeweilige Anlagetyp ist hinsichtlich seiner spezifischen Wirkintensität zu beurteilen.

Das projektspezifische Störungspotenzial ergibt sich dabei u. a. aus folgenden relevanten Konstruktionsparametern:

- Anzahl, Höhe, Tiefe, Länge, Abstand, Ausrichtung, Anordnung, Bauweise, Material, Farbe und Beleuchtung der Baukörper sowie Lage im Raum.

Sofern für die Art relevant, sind die nachfolgenden Datensätze zur Beurteilung strukturbedingter Störwirkungen nach den unten angegebenen Strukturtypen gegliedert.

A: Windenergieanlagen,
B: Energiefreileitungen,
C: Hohe Gehölzbestände,
D: Sonstige strukturbedingte visuelle Störwirkungen (z. B. Gebäude, Dämme, Brücken).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

A: Beurteilung strukturbedingter Störwirkungen von WEA

Bei WEA ist zu beachten, dass es sich um eine technische Sonderstruktur handelt (turmförmig, aber mit großer horizontaler Ausdehnung durch die Rotoren sowie zusätzlich mit Bewegung). Eine Beurteilung sollte daher nur anhand konkreter Untersuchungen und Veröffentlichungen zu WEA erfolgen.

Bei der Wirkungsprognose strukturbedingter visueller Störungen von WEA sind einzelfallbezogene Betrachtungen erforderlich, die u. a. weitere Störfaktoren, Ausrichtung und Verteilung der Anlagen sowie die räumliche Lage und Exposition (Hang, Kuppe, Taleinschnitt usw.) des Windparks einbeziehen.

Entsprechend den Funktionen der Vogellebensräume (z. B. Schlafplätze, Hauptflugkorridore zwischen Schlaf- und Nahrungsplätzen, Zugkonzentrationskorridore) sowie den artspezifischen Empfindlichkeiten der nachgewiesenen Brut- und Rastvorkommen ergeben sich unterschiedlich große Prüfbereiche. Im Rahmen der Empfehlungen von Abstandsregelungen für WEA zu avifaunistisch bedeutsamen Vogellebensräumen und Brutplätzen ausgewählter Arten werden - v. a. bezogen auf die Mortalitätsrisiken - Prüfbereiche von der Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten artspezifisch bis zu 10 km (Schwarzstorch) angegeben (Länderarbeitsgemeinschaft Vogelschutzwarten 2007). Reine Meideeffekte lassen sich jedoch bis maximal 1.000 m (Schwarzstorch) ableiten, für die meisten empfindlichen Arten liegen die Wirkweiten zwischen 200 m und 500 m.

Die zu betrachtenden bzw. relevanten Wirkräume (insbesondere zur Brutzeit) sind alleine schon aus energetischen Gründen stärker in der näheren Umgebung des Niststandortes zu lokalisieren, da bei dem Wirkfaktor 'Meidung' (im Gegensatz zum 'Vogelschlag') auf jeden Fall eine regelmäßige Nutzung der betroffenen Flächen gegeben sein muss, um eine Relevanz zu entfalten. Anhand der durchschnittlichen Aktionsräume mitteleuropäischer Vogelarten wird deshalb ein Prüfbereich von bis zu 3.000 m ausreichen, der im begründeten Ausnahmefall situationsabhängig (Vorhandensein von regelmäßigen Funktionsbezügen, in der Regel Nahrungsräume in weiterer Entfernung) erweitert werden kann (z. B. Schwarzstorch, Großgreife). In der Regel werden die Störwirkungen der WEA nicht weitreichender sein, als die dort u. a. zu europäischen Vogelschutzgebieten definierten Ausschlussbereiche einer 10-fachen Anlagenhöhe bzw. eines einzuhaltenden Mindestabstands von 1.200 m.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Reichenbach (2003) schlägt nachfolgende Ansätze zur Bewertung der Störwirkungen von Windenergieanlagen vor:

Brutvögel:

Bei optischen Störwirkungen von Brutvögeln durch WEA wird hierfür in der Regel die Anzahl der Brutpaare ermittelt, die innerhalb derjenigen Entfernung brütet, bis zu der eine vertreibende Wirkung der Anlagen angenommen wird (vgl. Ramsauer 2002, Sprötge 2002). In anderen Modellen wird ein pauschaler Prozentwert in Abhängigkeit von der Bedeutungskategorie des betroffenen Brutgebietes angesetzt.

Die nachfolgenden Empfehlungen sollten daher als Richtschnur verwendet und ggf. regional differenziert werden. Vorteilhaft sind gestaffelte Modelle, die für bestimmte Entfernungen anteilige Funktionsminderungen der betroffenen Reviere zu Grunde legen.

1. Arten mit geringer Empfindlichkeit (z. B. viele Singvogelarten): abgesehen von den direkten Flächenverlusten sind für diese Arten keine nennenswerten Auswirkungen von Störungen durch optische Reize zu erwarten.

2. Arten mit geringer bis mittlerer Empfindlichkeit: die vorliegenden Ergebnisse zeigen klar, dass von einer vollständigen Vertreibung von Kiebitzvorkommen in Anlagennähe nicht mehr ausgegangen werden kann. Ein gewisses Maß an Beeinträchtigungen kann jedoch nicht ausgeschlossen werden, was auch zu der entsprechenden Empfindlichkeitseinstufung geführt hat. Es wird daher vorgeschlagen, für alle Paare innerhalb einer Entfernung von 50 m von der nächsten Anlage von einer Funktionsminderung der Hälfte ihres Territoriums und für alle Kiebitzpaare bis zu einer Entfernung von 100 m von der nächsten Anlage von einer Funktionsminderung eines Viertels ihres Territoriums auszugehen.

Auch bei Rotschenkel und Uferschnepfe kann nicht mehr von einer vollständigen Vertreibung ausgegangen werden. Aufgrund der noch gegebenen Unsicherheit bei der Empfindlichkeitseinstufung sind jedoch etwas größere Beeinträchtigungsdistanzen als beim Kiebitz anzunehmen. Es wird daher vorgeschlagen, bis zu einer Entfernung von 100 m von der nächsten Anlage von einer Funktionsminderung der Hälfte des Territoriums und bis zu einer Entfernung von 200 m von der nächsten Anlage von einer Funktionsminderung eine Viertels des Territoriums auszugehen.

Für den Großen Brachvogel ist die Einstufung ebenfalls nicht hinreichend abgesichert, es besteht jedoch eine Tendenz zu einer geringen bis mittleren Empfindlichkeit (Tab. 25).

3. Arten mit hoher Empfindlichkeit: für Arten wie z. B. Wachtel und Wachtelkönig ist innerhalb von anzunehmenden Beeinträchtigungsradien in einer Größenordnung von 200-300 m von einer Vollverdrängung auszugehen. Jedes betroffene Brutpaar (bzw. jeder über einen längeren Zeitraum anwesende Rufer) ist angesichts des hohen Raumbedarfs der beiden Arten zur Brutzeit (Flade 1994) mit einer Reviergröße von mind. 10 ha zu kompensieren. Darüber hinaus sind ggf. noch anteilige Reviere in größerer Entfernung zu kompensieren. Der Kenntnisstand bezüglich der Reaktion dieser Arten auf Windenergieanlagen ist jedoch noch so gering, dass plausible Kompensationsmodelle schwierig abzuleiten sind.

Gast-/Rastvögel: Viele Gastvogelarten zeichnen sich durch einen hohen Raumbedarf und eine mittlere bis hohe Empfindlichkeit gegenüber optischen Störreizen durch WEA aus. Legt man die entsprechenden Beeinträchtigungsradien um die Anlagen, ergeben sich daher große Flächen, die in ihrer Funktion als beeinträchtigt anzusehen sind.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

II: Beurteilung von Störwirkungen durch menschliche Aktivitäten

Wie stark menschliche Aktivitäten zu Störungen führen können, hängt neben der artspezifischen Sensibilität von einer Vielzahl von Faktoren ab. So bedingt die Reizwirksamkeit z. T. auch das Vogelindividuum, sein Geschlecht und Fortpflanzungsstatus (z. B. Männchen oder Weibchen mit Jungen), das Vorhandensein von Artgenossen, die Lebensraumstruktur oder Jahres- und Tageszeit (Georgii 2001:37). Darüber hinaus ist die konkrete Ausprägung des Störreizes entscheidend, die von Parametern wie z. B. Größe, Art und Geschwindigkeit einer Person oder eines Objektes bestimmt wird. Ebenfalls eine Rolle spielt, wie häufig ein bestimmter Reiz gleichartig oder kanalisiert bzw. räumlich begrenzt auftritt, ob er so mit Erfahrungswerten verbunden werden und ggf. auch in einem bestimmten Umfang zu Gewöhnungseffekten führen kann.

Belegt ist für etliche Vogelarten das gänzliche Verlassen von Gebieten aufgrund von Störungen durch optische Störreize (z. B. Putzer 1983, Bell & Austin 1985, Korschgen et al. 1985, Gerhard 1994, s. auch Keller 1995). Hiermit ist dann zu rechnen, wenn Gebiete flächenhaft und andauernd gestört werden - z. B. durch ständiges Befahren von Gewässern in deren Zentrum -, so dass die Nutzung durch die betroffenen Arten stark beeinträchtigt oder unmöglich wird (Nehls & Thiel 1988).

Aber schon vor ihrer völligen Vertreibung können Verteilung und Habitatnutzung von Arten so stark beeinflusst werden, dass die Aufenthaltsgebiete der Tiere kaum oder nicht mehr mit den besten Nahrungs-, Fortpflanzungs- oder Ruheplätzen übereinstimmen, sondern primär von Verteilung und Intensität der auftretenden Störreize bestimmt werden (vgl. Ketzenberg 1993, Owen & Black 1990). Über das Meideverhalten hinaus sind negative Auswirkungen auf den Bruterfolg nachgewiesen, die z. B. beim Ziegenmelker in bis zu 225 m Wegeabstand festgestellt worden sind (Murison 2002). Ein funktionaler Verlust des Habitats ist auch dann gegeben, wenn der durch ständige Fluchtreaktionen verursachte Energieverlust nicht mehr in einem ökonomisch tragbaren Verhältnis zum Energiegewinn in verbleibenden Fresszeiten führt.

Relevante Prognoseparameter für Erschließung oder Ausbau des Wegenetzes sind Dichte des derzeitigen und zukünftigen Wegenetzes (Weglänge/qkm) sowie bekannte (geschätzte oder vor Ort ermittelte) und erwartete Nutzungsfrequenz.

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Artengruppen- und artspezifische Stör- bzw. Fluchtdistanzen nach Gassner et al. (2010:191ff.)

Die Prognose der Auswirkungen muss die artspezifisch stark variierenden Störungsempfindlichkeiten berücksichtigen. Nach Gassner et al. (2010:191ff.) indizieren 'Fluchtdistanzen' die Empfindlichkeit gegenüber Störreizen wie sie u. a. durch menschliche Anwesenheit hervorgerufen werden. Unter 'Fluchtdistanz' wird die Entfernung verstanden, die, sofern sie bei einer Störung unterschritten wird, ein Vogelindividuum sowie mehr oder weniger große Gruppierungen (z. B. Rasttrupps) zur Flucht (z. B. durch Wegschleichen, Weglaufen, Wegtauchen, Auffliegen) veranlasst. Sie ist der am leichtesten messbare Parameter für eine durch Störreize verursachte Verhaltensänderung. Die Fluchtdistanz markiert eine sehr starke Störung, die von den Individuen nicht mehr toleriert werden kann. Selbst in größeren Distanzen ohne Meidung bzw. Fluchtreaktionen ergeben sich z. B. für Gänse Störwirkungen und Qualitätsminderungen der Habitate durch häufigeres Sichern und Warnen der Vögel zu Lasten des Fressverhaltens (Kruckenberg et al. 1998:172). Fluchtdistanzen werden meist für punktuelle Störungen ermittelt (Fußgänger, Radfahrer, Fahrzeug etc.).

Fluchtdistanzen variieren nicht nur von Art zu Art, sondern auch von Individuum zu Individuum sowie jahreszeitlich. Rastvögel sind häufig empfindlicher als Brutvögel, größere Schwärme sind empfindlicher als kleine und Individuen in der freien Landschaft sind i. d. R. empfindlicher als Vögel in städtischen oder suburbanen Räumen. Jungeführende Vögel reagieren teilweise auf größere Distanz als Einzelvögel, zudem reagieren Vögel in bzw. aus bejagten Bereichen (z. B. Gänse oder Enten) deutlich störungsempfindlicher als jene in bzw. aus Bereichen ohne Jagd. Grundsätzlich spielen auch die Offenheit, Weiträumigkeit bzw. Strukturiertheit des Geländes oder die Erreichbarkeit des Nestes eine Rolle. Diese vielfältigen und variierenden Faktoren erklären u. a. die zum Teil relativ unterschiedlichen Werte in der Literatur. Zudem werden in Untersuchungen zum Teil Flucht-, zum Teil Stördistanzen ermittelt sowie Spannen, Durchschnitts- oder Maximalwerte angegeben, was jeweils zu berücksichtigen ist. Für folgende Gruppen wurden besonders hohe Fluchtdistanzen ermittelt:

- Die heimischen Großvögel wie Großtrappe, Schwarzstorch und Kranich gehören zu den störungsempfindlichsten Vögeln überhaupt; eingeschränkt gilt dies auch für Reiher.

- Auch Gänse, Schwäne und Limikolen (z. B. Großer Brachvogel, Rotschenkel, Säbelschnäbler, Waldwasserläufer, Alpenstrandläufer oder Kiebitz) können - insbesondere in den Rastgebieten - als sehr störungsempfindlich bezeichnet werden.

- Wasservögel, wie z. B. Gänsesäger, Kormoran und viele Enten- sowie Taucherarten weisen ebenfalls hohe Fluchtdistanzen auf.

- Greifvögel werden aufgrund ihrer Empfindlichkeit insbesondere beim Brutgeschäft oder auch bei der Ansitzjagd leicht und noch auf große Entfernungen gestört.

- Auch die Gruppe der Raufußhühner (z. B. Birkhuhn, Haselhuhn und Auerhuhn) ist durch hohe Fluchtdistanzen gekennzeichnet.

Als relativ unempfindlich gegenüber anthropogener Störung gelten dagegen im Allgemeinen wald- oder gebüschbewohnende Kleinvögel (insbesondere außerhalb der Brutzeit).

Für die unterschiedlichen Freizeit- bzw. Sporttätigkeiten (mit verschiedenen Wasserfahrzeugen, Flugsportgeräten etc.) liegen zum Teil eigenständige Untersuchungen vor, die höhere oder aber niedrigere Fluchtdistanzen nachgewiesen haben und die nach Ansicht der Autoren im jeweils vergleichbaren Anwendungsfall heranzuziehen sind (vgl. auch die BfN-Literaturdatenbank www.natursportinfo.de).

Nach Gassner et al. (2010:191ff.) ist bei der Bewertung von Beeinträchtigungen entsprechend dem in den Rechtsinstrumenten fixierten Vorsorgeprinzip von den oberen Angaben zu den ermittelten Fluchtdistanzen auszugehen, da nachgewiesener Maßen bis zu diesen Entfernungen Beeinträchtigungen auftreten 'können'. Dies gilt auch, da die Fluchtdistanz - wie oben dargelegt - in der Skalierung von Störungen bereits eine sehr hohe Intensität abbildet. Die Autoren geben Orientierungswerte für die planerisch zu berücksichtigenden Fluchtdistanzen von Vogelarten an. Bis zu diesen Entfernungen ist bei häufiger Störung von einer signifikanten Beeinträchtigung bzw. von einem (teilweisen) Funktionsverlust des Lebensraums als Habitat für die Art auszugehen.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Für den Schreiadler wird von den Autoren basierend auf verschiedenen Quellen und Einschätzungen eine planerisch zu berücksichtigende Fluchtdistanz von 300 m angegeben.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

'Während in Mecklenburg-Vorpommern mittlere Fluchtdistanzen zwischen 150 und 250 m ermittelt wurden, betrugen sie in Lettland nur etwa 50 bis 100 m. Die bedeutend geringeren Fluchtdistanzen in Lettland führen Scheller et al. (2001a) auf beträchtlich weniger Störungen zurück. Das größere Störpotenzial in Mecklenburg-Vorpommern bewirkt also keine Gewöhnung oder geringere Scheu, sondern das Gegenteil.'

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Die mittleren Fluchtdistanzen des Schreiadlers gegenüber frei sichtbaren Menschen werden mit 150 bis 250 m angegeben. Grundsätzlich werden regelmäßige menschliche Aktivitäten eher toleriert, so dass sich bei Gewöhnung die Fluchtdistanz verringern kann.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

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.

Für die verschiedenen Störquellen können jeweils Hinweise zu Relevanzschwellen aus den ggf. vorliegenden Grundlagenwerken abgeleitet werden.

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').

Die nachfolgenden Datensätze sind nach den verschiedenen Grundtypen visueller Störwirkungen gegliedert:

I: Strukturbedingte Störwirkungen, v. a. durch hohe Anlagen (z. B. WEA, Freileitungen, Brücken, Gebäude) bzw. sonstige Silhouetten,

II: Störwirkungen durch menschliche Anwesenheit und Aktivitäten.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

I: Hinweise zu Relevanzschwellen strukturbedingter visueller Störwirkungen

Anlagebedingte Relevanzschwelle: Viele Strukturen sind nicht miteinander vergleichbar, so dass vorhandene Ergebnisse bzw. Einschätzungen nicht grundsätzlich übertragbar sind. Dies gilt insbesondere für WEA oder Freileitungen. Hingegen sind flächige Kulissen mit horizontaler Ausdehnung, soweit gegenwärtig erkennbar, weitgehend ähnlich einzuschätzen.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

A: Hinweise zu Relevanzschwellen struktureller Störwirkungen von WEA

Für Windenergieanlagen hat die Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten (2007) 'Abstandsregelungen zu avifaunistisch bedeutsamen Vogellebensräumen sowie Brutplätzen besonders störungsempfindlicher oder durch Windenergieanlagen besonders gefährdeter Vogelarten' veröffentlicht. Die darin enthaltenen 'Empfehlungen sollen als Abwägungsgrundlage für die Regional- und Bauleitplanung dienen und zu sachgerechten Entscheidungen im immissionsrechtlichen Verfahren beitragen. Diese Empfehlungen setzen die bestehenden länderspezifischen Regelungen nicht außer Kraft. Sie sind vielmehr als Mindestanforderungen zu verstehen, die diese Regelungen gegebenenfalls ergänzen.' In den Empfehlungen werden auch Prüfbereiche für WEA definiert. Dabei handelt es sich um Radien um jede einzelne WEA, innerhalb derer zu prüfen ist, ob Nahrungshabitate der betreffenden Art vorhanden sind. Da gegenüber Europäischen Vogelschutzgebieten als Ausschlussbereich eine Pufferzone in 10-facher Anlagenhöhe, mindestens jedoch in einem Radius von 1.200 m festgelegt wurde (siehe auch unter Erheblichkeitsschwelle), ist diese Entfernung zugleich das Mindestmaß für eine gebietsbezogene Relevanzschwelle. Darüber hinaus sind auch Hauptflugkorridore zwischen Schlaf- und Nahrungsplätzen (z. B. für Kraniche, Schwäne, Gänse) und Zugkonzentrationskorridore zu ermitteln. Für besonders empfindliche bzw. gefährdete Arten werden zudem artspezifische Prüfbereiche um bekannte Vorkommen definiert, die zwischen 4 und 6 km liegen (beim Schwarzstorch bis 10 km).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

B: Hinweise zu Relevanzschwellen struktureller Störwirkungen von Freileitungen

Artbezogene Betrachtung: Es müssen nur Arten betrachtet werden, für die Meideeffekte bekannt sind oder aufgrund der Verhaltensökologie im Analogieschluss vermutet werden können. Arten, für die Meideeffekte ausgeschlossen werden konnten bzw. für die aufgrund ihrer Verhaltensökologie solche Effekte nicht anzunehmen oder als vernachlässigbar einzustufen sind, müssen nicht weiter betrachtet werden. Nähere Angaben zu Prüfbereichen finden sich auch unter der Auswertekategorie 'Prognosemethoden'.

Anlagenbezogene Betrachtung: Meideeffekte sind in der Regel für Hochspannungsfreileitungen, jedoch auch für Mittelspannungsleitungen beschrieben worden (Ballasus 2002:327ff.). Für die sehr klein dimensionierten Niederspannungsleitungen gibt es jedoch keine Hinweise auf Meideeffekte.

Anhand vorliegender Studien stuft Kreuziger (2008) die Relevanz von Empfindlichkeiten der Arten bezüglich struktureller Störwirkungen von Freileitungen folgendermaßen ein:

Brutvögel:

1. Arten mit geringer Empfindlichkeit:

Für alle Arten, die nicht zu den Offenlandarten zählen, gibt es keine realistischen Hinweise auf Meidewirkung. Aufgrund ihrer Ökologie kann dies auch in einem konservativen Ansatz nicht angenommen werden.

2. Arten mit mittlerer Empfindlichkeit:

Hierzu zählen Arten, für die - in Abhängigkeit von den lokalen Gegebenheiten, insbesondere der Qualität der Habitate - unterschiedliche Befunde zu Meideverhalten vorliegen, z. B. Kiebitz, Rotschenkel, Uferschnepfe ggf. auch Großer Brachvogel und Bekassine. Insbesondere bei den letzten beiden Arten gibt es aber auch einige Untersuchungen aus Gebieten, in denen diese Arten kein Meideverhalten an Freileitungen zeigen. Die Angaben zur Meidung stammen vor allem aus den Untersuchungen von Heijnis (1980) und betreffen Wirkweiten bis zu maximal 100 m. Ebenso gibt es Hinweise für Meideverhalten der Grauammer. Zusätzlich sollten im konservativen Ansatz, soweit keine anderen Daten vorliegen, auch Arten berücksichtigt werden, bei denen bisher Meideverhalten nur als Rastvogel nachgewiesen wurde (s. u.).

3. Arten mit hoher Empfindlichkeit:

Als Art, für die ein klares Meideverhalten an Freileitungen sicher nachgewiesen wurde, gilt die Feldlerche. Hier wurden Effekte bis zu maximal 300 m festgestellt, wobei es jedoch nur im Bereich bis zu 50 m zur vollständigen Meidung kam, im Bereich bis zu 200 m zu einer partiellen Meidung mit abnehmender Intensität sowie geringe Meideeffekte bis zu 300 m (Altemüller & Reich 1997:118). Als Art mit einer ähnlichen Ökologie wären zwar auch mögliche Meideeffekte für den Wiesenpieper anzunehmen, die jedoch in Gebieten mit Vorkommen nicht bestätigt werden konnten (z. B. Sudmann et al. 2005, Marxmeier et al. 2005).

Rastvögel:

1. Arten mit geringer Empfindlichkeit:

Wie bei den Brutvögeln gibt es für alle Arten, die nicht zu den Offenlandarten zählen, keine realistischen Hinweise auf Meidewirkung an Freileitungen.

2. Arten mit mittlerer Empfindlichkeit:

Hierzu zählen Arten, für die - in Abhängigkeit von den lokalen Gegebenheiten, insbesondere der Qualität der Habitate - unterschiedliche Befunde vorliegen: z. B. Kiebitz, Großer Brachvogel, Goldregenpfeifer.

3. Arten mit hoher Empfindlichkeit:

Als Arten, für die grundsätzlich ein klares Meideverhalten an Freileitungen nachgewiesen wurde, zählen Gänse.

Hier wurden zwar Wirkweiten bis zu maximal 400 m festgestellt (Kreutzer 1997:143), wobei es jedoch nur im Bereich bis zu 50 m zur starken Meidung kam, im Bereich bis zu 100 m zu einer partiellen Meidung mit abnehmender Intensität sowie darüber hinaus nur zu geringen Meideeffekten.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

D: Hinweise zu Relevanzschwellen struktureller Störwirkungen von Gebäuden, Dämmen und Brücken

Für vertikale Kulissen ohne besondere horizontale Ausdehnung (Einzelmasten, schmale Türme) gibt es keine Hinweise auf Meidung; Randeffekte können hier ebenfalls ausgeschlossen werden. Auch wenn im individuellen Einzelfall Beeinträchtigungen im Ausnahmefall nicht völlig auszuschließen sind, können anhand der gegenwärtigen Datenlage erhebliche Beeinträchtigungen von Populationen ausgeschlossen werden.

Eine relevante räumliche Ausdehnung wird mangels aussagekräftiger Untersuchungen anhand bisheriger Erfahrungswerte ab einer Breite von ca. 20-50 m in Verbindung mit einer Höhe ab 3-5 m vorgeschlagen (Kreuziger 2008:122).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

II: Hinweise zu Relevanzschwellen von Störwirkungen durch menschliche Aktivitäten

Relevanzschwellen ergeben sich in Abhängigkeit der Lebensraumfunktionen und des jeweils voraussichtlich betroffenen Artenspektrums. Als Relevanzschwelle sollte die Reaktionsdistanz (Verhaltensänderung / alert distance) der störempfindlichsten Art zugrunde gelegt werden. Diese Reaktionsdistanzen liegen in der Regel etwas höher als die Fluchtdistanzen. Die von Gassner et al. (2010:191ff.) abgeleiteten Orientierungswerte zu planungsrelevanten Fluchtdistanzen - s. a. unter 3. Prognosemethoden - können ggf. in der Form herangezogen werden, dass sie jedenfalls als Minimum-Distanz zu verstehen sind, ab der auf jeden Fall Störungen relevant und weiter zu untersuchen sind (vgl. auch Bernotat 2013).

Wenn das Artenspektrum oder dessen Reaktionsdistanz nicht bekannt ist, können nach Vorsorgegesichtspunkten in Rastgebieten abgeleitet von nachgewiesenen Empfindlichkeiten 1.000 m und in Brutgebieten 500 m als Relevanzschwelle angenommen werden.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Die Nahrungshabitate umfassen während der Brutzeit annähernd 25 qkm. Nach Meyburg (1991) entfernen sich Schreiadler bis zu 4-5 km vom Nest, um zu jagen. Nach Langemach et al. (2001) kann die maximale Entfernung zwischen Neststandort und Nahrungshabitate bei 6,5 km liegen. Alle Projekte bzw. Aktivitäten (z. B. touristische Infrastruktur, Schießstände, Modellflieger), die in einer Entfernung vom Neststandort bis zu 6,5 km zur Beunruhigung der Nahrungshabitate führen können, sind als prüfungsrelevant anzusehen.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der besonderen Eigenart von optischen bzw. strukturellen Störreizen (z. B. menschliche Aktivitäten, anlagenbedingte Bewegung). Unterschiedliche Intensitäten können auch auf die funktionale Differenzierung verschiedener betroffener Teilhabitate zurückgehen.

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

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

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.).

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 in der Regel einem Habitatverlust gleichzusetzen. Auch ein 'Ausweichen' und 'Zusammenrücken auf engerem Raum' dürfte für Arten in der Regel nicht möglich sein, da davon auszugehen ist, dass Lebensräume unter Berücksichtigung verschiedenster inter- und intraspezifischer Konkurrenzverhältnisse in der Regel entsprechend ihrer Habitatressourcen in entsprechender Dichte besiedelt sind. Planungsmethodisch ist eine störungsbedingte Verdrängung daher in der Regel als Habitatverlust zu bewerten. Dies gilt jedenfalls dann, wenn es sich - wie im Rahmen von FFH-Verträglichkeitsprüfungen üblich - um nach den Erhaltungszielen geschützte Arten und ihre Habitate innerhalb von Natura 2000-Gebieten handelt.

Bezüglich der Reichweite und Intensität von Störwirkungen können unter entsprechenden Vorsorgegesichtspunkten artspezifisch bestimmte Abstände bzw. Entfernungen als Orientierungswerte für einen störungsbedingten Habitatverlust definiert werden. Alternativ können statt einzelner Wirkzonen im Hinblick auf einen vollständigen Habitatverlust auch Zonierungsmodelle für graduelle Funktionsverluste in Habitaten definiert werden, um damit graduelle Bestandsabnahmen im betroffenen Gebiet zu bilanzieren.

So sollten beispielsweise die Orientierungswerte für Fluchtdistanzen von Gassner et al. (2010:191ff.) - s. a. unter 3. Prognosemethoden - bei der Bewertung entsprechender Beeinträchtigungen berücksichtigt werden. Dies kann entweder unmittelbar erfolgen, da nachgewiesener Maßen bis zu diesen Entfernungen Beeinträchtigungen in Form von Fluchtreaktionen auftreten können. Oder es könnten mehrere Beeinträchtigungszonen gebildet werden, denen ja nach Empfindlichkeit der Art, Wirkintensität des Projekts oder räumlichen Gegebenheiten des Einzelfalls gutachterlich unterschiedliche graduelle Funktionsverluste zugewiesen werden (vgl. z. B. Bernotat 2013).

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

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

In Rastgebieten könnte bewertungsmethodisch auch auf den Ansatz von Trautner & Joos (2008) mit den räumlichen Schwellen von 1 % und 0,1 % Bezug genommen werden (Bernotat 2013).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

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.'

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

W. Scheller (pers. Mitt.) wies nach, dass WEA in Mecklenburg-Vorpommern in der Abhängigkeit von der Anzahl und Nähe bis zu mind. 3 km Entfernung vom Brutplatz negative Auswirkungen auf den Bruterfolg haben. Die Autoren der vorliegenden Arbeit betrachten diesen Radius nach den Ergebnissen eigener Studien jedoch nicht als ausreichend. Das Umfeld der Brutplätze sollte mindestens bis in eine Entfernung von 6 km freigehalten werden.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

1998 gab ein Weibchen die Brut auf, nachdem ein Landwirt Tontaubenschießen in einem Abstand von nur 50 m zum Nest ausübte. Ein neuer Neststandort, möglicherweise desselben Paares, wurde zwei Jahre später in etwa 4 km Entfernung entdeckt.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

'Ein einziger Schuss in der Abenddämmerung, der das brütende Weibchen zum Verlassen des Horstes bringt, kann sofortigen Brutausfall zur Folge haben. Scheller et al. (2001b) berichten, dass Schüsse in 50 m Entfernung vom brütenden Weibchen sogar zur Abwanderung des Paares führten.'

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Das Adler-Schutzkonzept des MLUV (2005) schlägt einen freiwilliger Verzicht auf jagdliche Aktivitäten aller Art während der Brut- und Aufzuchtphase von Anfang April bis Mitte September nach Möglichkeit mindestens 500 m um das Nest vor.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Nach (Meyburg et al. 2004a) sollten touristische Aktivitäten in den wesentlichen Nahrungshabitaten in einem Abstand von 3 km um den Neststandort ausgeschlossen werden.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

In Brandenburg befinden sich die Reviere der Art in Gebieten mit einer sehr geringen menschlichen Bevölkerungsdichte von 14-35 Einwohner/qkm. Nur ausnahmsweise werden Lebensräume mit einer Bevölkerungsdichte von 75 Einwohner/qkm besiedelt.

5-3 Licht

Die Reichweite und Komplexität der Auswirkungen von anthropogenen Lichtemissionen sowohl in Brut- und Gastvogellebensräumen als auch auf den Zugwegen hat heute Ausmaße angenommen, die im Hinblick auf Relevanz und Erheblichkeit bei Planungen und Projekten beachtet werden müssen.

Empfindlichkeiten gegenüber starken künstlichen Lichtquellen zeigen sich als unmittelbare Reaktionen bei nächtlichen Flugbewegungen (siehe unter 1.), z. B. ziehender oder Nahrung suchender Vögel. Die räumliche Orientierung ziehender Vögel kann durch Lichtraumgebilde (Lichtdome) über großen Städten, aber auch durch einzelne Lichtquellen kleinräumig stark gestört werden. Von großer Bedeutung sind dabei die Wetterbedingungen. Störungen natürlicher Orientierungsmuster durch Kunstlicht treten verstärkt bei schlechter Sicht auf. Vögel nutzen bei der Navigation die räumlichen Konstellationen von Himmelskörpern sowie deren Lichtintensität, Einstrahlungswinkel und Polarisationsmuster.

Weiterhin haben Lichtemissionen v.a. fitnessrelevante Auswirkungen (siehe unter 2.) und sie können sogar Paarungs- und Reproduktionssysteme (siehe unter 3.) verändern (Kempenaers et al. 2010, Dominoni et al. 2013). Lichtemissionen haben Einfluss auf die Verteilung und Häufigkeit von Fluginsekten und damit auf die Nahrung von Vögeln (z. B. Schmiedel 2001). Kunstlicht kann zumindest lokal Dämmerungs- und Dunkelphasen verdrängen und so Veränderungen tages- und jahresrhythmischer Verhaltensweisen von Vögeln (photoperiodische Steuerung) auslösen (z. B. Richarz 2001, Kempenaers et al. 2010, Dominoni et al. 2013).

1: Reaktionen auf Lichtemissionen bei nächtlichen Flugbewegungen

Künstliche Lichtquellen beeinflussen in Abhängigkeit von Wellenlänge und Intensität der Beleuchtung das spezifische nächtliche Orientierungsvermögen der Vögel mit Hilfe ihres angeborenen Magnetkompasses (Wiltschko & Wiltschko 2001). Nachts ziehende Vögel nutzen bei der Navigation komplex das Zusammenspiel verschiedener Orientierungsmechanismen (Wiltschko & Wiltschko 2003). Störwirkungen auf die Navigation nach dem Magnetfeld der Erde erklären sich z. B. dadurch, dass der Magnetkompass an Photorezeptoren im Vogelauge gekoppelt ist und von Licht beeinflusst wird. Einerseits funktioniert er offenbar nur, wenn ein gewisses Restlicht vorhanden ist, andererseits ist er wellenlängenabhängig. Bei Störungen dieser sensiblen Sinneswahrnehmung durch Licht ergeben sich einerseits besondere Attraktionswirkungen der Lichtquellen, andererseits lösen starke künstliche Lichtreize Blendeffekte und Schreckreaktionen aus. Folgeerscheinungen sind Desorientierung und der Verlust der Richtungsorientierung (Wiltschko & Wiltschko 2017, Mouritsen 2018). Die gestörte Navigation kann schließlich zu Erschöpfungsflügen führen, die i.d.R. mit einem erhöhten Kollisionsrisiko an technischen Anlagen verbunden sind. Der Wirkungsgrad von Störeinflüssen ist anscheinend in erster Linie abhängig von der Beleuchtungsintensität (Verheijen 1985, Krijgsveld et al. 2015) sowie der zeitlichen, standörtlichen und anlagenspezifischen Ausstattung und Exposition der Lichtquellen (Rodriguez et al. 2017, Dierschke et al. 2021).

Alle Formen von Licht können unter bestimmten Umständen Vögel anlocken (z. B. Kingsley & Whittam 2001, Schmiedel 2001). Licht spielt als Ursache für Kollisionen mit unterschiedlichen menschlichen Bauwerken oft eine entscheidende Rolle, seien es Leuchttürme, Befeuerungen von WEA, Förderanlagen, Bohrinseln, Hochhäuser, Brückenbauwerke, Glasfronten, Sendemasten, Fernseh- und Funktürme, Leuchtreklamen oder Wolkenhöhenscheinwerfer (Ceilometer) (vgl. z. B. Bjorge 1987, Brombach 2000, Wiese et al. 2001, Gauthreaux & Belser 2006, Ballasus et al. 2009, Haupt 2009). Das Leuchten von abgefackeltem Gas über Förderanlagen kann eine vergleichbare Wirkung haben (z. B. Montevecchi 2006).

Die stärksten Einwirkungen und damit die größten Konflikte ergeben sich bei Projekten mit Raum verstellenden WEA. Besondere Empfindlichkeiten ergeben sich im Bereich von Zugwegen über Nord- und Ostsee. Infolge der Industrialisierung der nordeuropäischen Meere mit zahlreichen nachts beleuchteten Anlagen sind Risiken für überwiegend nachts ziehende Vögel in diesem Lebensraum zunehmend großräumig relevant (Dierschke et al. 2021).

Erschöpfungsflüge bei schlechter Sicht über See sind auch ein natürliches Phänomen (Schmiedel 2001), Störreize durch Kunstlicht wirken hier oft verstärkend. Empfindlichkeiten gegenüber Kunstlicht variieren art- und populationsspezifisch (Zhang et al. 2014, Jong De 2016). Für einzelne Seevogelarten hat Licht in Form bioluminiszenter Beutetiere, die nachts vertikale Wanderungen durchführen, auch eine natürliche Attraktionswirkung (Wiese et al. 2001:1286). Seevögel können deshalb besonders empfindlich auf zusätzliche künstliche Lichtreize reagieren.

Es ist nicht geklärt, wie groß die Reichweite des Anlockeffektes ist. Literaturauswertungen ergaben Hinweise auf größere Reichweiten der Attraktionswirkung sowie eine mögliche Meidung von Lichtquellen und der beleuchteten Strukturen bei guter Sicht (Ballasus et al. 2009). Ausweichbewegungen (Änderung der Zugrichtung, -geschwindigkeit und/oder -höhe) als Reaktion auf eine starke Lichtquelle konnten bis in eine Entfernung von etwa 1 km beobachtet werden (Bruderer et al. 1999). Dieser Wert darf jedoch nicht als allgemeingültig angenommen werden, da hierbei die Lichtintensität, aber auch andere Einflussfaktoren eine Rolle spielen. Nach Einschätzung von Dierschke et al. (2021) entspricht die Attraktionsreichweite wahrscheinlich dem natürlichen Sehvermögen und dessen witterungsbedingten Einschränkungen.

Die Masse der lichtbedingten Kollisionen findet in nur wenigen Nächten pro Zugzeit statt, wenn viele (Sing-)Vögel ziehen und die Anlockung durch Licht begünstigende Wetterbedingungen mit schlechter Sicht, starker Bewölkung, Nebel und Nieselregen herrschen (z. B. Brewer & Ellis 1958, Abt & Schultz 1995, Ballasus et al. 2009). Dann sind die Tiere oftmals unfähig, den beleuchteten Bereich wieder zu verlassen und ihren Flug fortzuführen und flattern oder kreisen dann stundenlang im Lichtkegel (z. B. Abt & Schultz 1995, Evans Ogden 1996). Die Kollisionsgefahr steigt, wenn dichte Schichtwolken unterflogen werden. So laufen die Vögel Gefahr, mit Seilen, Pylonen oder anderen Hindernissen zu kollidieren ("blind collision") oder erschöpft landen zu müssen (Erschöpfungsflüge) (z. B. Cochran & Graber 1958, Evans Ogden 1996, Richarz 2001:152). Seevögel kollidieren auch außerhalb von Zugzeiten mit stark beleuchteten Küstenformationen (Rodriguez et al. 2015, 2017).

Schlechte Wetterbedingungen, die zu eingeschränkten Sichtweiten führen, erhöhen generell die Wahrscheinlichkeit von lichtbedingten Verhaltensänderungen und ggf. Kollisionen, da die Vögel tiefer ziehen und dadurch stärker von Lichtquellen angelockt oder geblendet werden (Schmiedel 2001). Mondlose Nächte (ggf. bedingt durch schlechtes Wetter) scheinen stärker betroffen als solche mit Mondlicht (z.B. Gjerdrum et al. 2021, Rebke et al. 2019). Bei Nebel und Niederschlag ergibt sich zudem durch die Lichtbrechung an den Wassertropfen eine Streuung und somit eine Vergrößerung der beleuchteten Fläche. Die größten Verluste treten im Herbst, bei weitgehender oder völliger Bedeckung des Himmels (mehr als 80 %), bei geringer Wolkenhöhe (<500 m), schlechter Sicht bei Nebel und Dunst, bei Tiefdruckwetterlagen und nach Durchzug einer Kaltfront auf (z. B. Brewer & Ellis 1958).

Haupt stellte bei Untersuchungen am "Post-Tower" in Bonn fest, dass die überwiegende Mehrzahl der 213 beobachteten Kleinvögel im Bereich des Lichtkegels auffällige Verhaltensweisen zeigten (34,7 % kreisend/umkehrend; 38,5 % Richtungsänderungen > 45 Grad; deutliche Verringerungen der Fluggeschwindigkeit, zögerlicher, teils ungerichtet schwankender Flug 19,2 %). Es wird davon ausgegangen, dass es sich bei den beobachteten Verhaltensänderungen um mehr als nur kurze Störungen der Orientierung handelt (Haupt & Schillemeit 2011:166f.). Drosseln und andere nächtliche Durchzügler rufen während des Zuges über beleuchteten Siedlungen wesentlich mehr als in dunkleren Regionen (Gillings & Scott 2021, Watson et al. 2016). Ob und wie stark dies die Fitness der Tiere beeinflusst, ist nicht geklärt. Über beleuchteten Siedlungsgebieten wurde unter bestimmten Bedingungen statt einer Attraktion die Zunahme der Flughöhe registriert (Cabrera-Cruz et al. 2019) und im Golf von Mexiko fanden Cabrera-Cruz et al. (2020) Hinweise darauf, dass beleuchtete Gebiete als Rastplätze gemieden werden. Atlantiksturmtaucher beispielsweise vermieden es nahe einer Brutkolonie, einen beleuchteten Bereich zu befliegen (Syposz et al. 2021).

2: Indirekte Auswirkungen von Lichtemissionen

Straßenbeleuchtungen wirken ebenso wie die Beleuchtung von Fahrzeugen anziehend auf dämmerungs- und nachtaktive Fluginsekten. Im Anlockbereich von Lichtquellen konzentrieren sich potenzielle Nahrungstiere von nachtaktiven Vogelarten wie dem Ziegenmelker (Steiof, schriftl.) oder die begünstigenden Lichtverhältnisse werden zur Jagd genutzt (Abt & Schultz 1995, Richarz 2001:152). Dabei sind die Vögel einem erhöhten Kollisionsrisiko ausgesetzt (vgl. Ausführungen zu Straßenverkehr und Mortalität unter Wirkfaktor 4-3). Aber auch für tagaktive insektenfressende Vögel können sich durch das massenhafte Sterben von Kunstlicht im Straßenraum angelockter Insekten reduzierte Nahrungsressourcen ergeben. Einflussgrößen auf Quantität und Qualität des Anfluges von Insekten an Lichtquellen wurden z. B. von Höttinger & Graf (2003) in Wien eingehend untersucht und beschrieben. Der für die vergangenen drei Jahrzehnte dokumentierte drastische Rückgang der Insektenbiomasse in der Normallandschaft sowie in Schutzgebieten (Hallmann 2017) kann auch mit überdurchschnittlichen Lichtverschmutzungen in Verbindung gebracht werden (Vogel 2017, Grubisic et al. 2018).
Die erleuchtete Nacht beeinflusst den Lebensrhythmus von Vögeln. Viele Aktivitäten der Vögel wie Brut- oder Zugbeginn sind zwar von circadianen Uhr gesteuert. Diese "innere Uhr" ist jedoch ungenau und wird durch den Lauf der Tageslänge justiert. Wenn die Nacht zum Tag wird, wird auch die innere Uhr orientierungslos (Hunziker & Stapfer 2005). Schon Aschoff & Weaver (1962, zit. in Richarz 2001:152) haben nachgewiesen, dass lichtorientiert gesteuerte tagesperiodische Rhythmen der Vögel durch Kunstlicht beeinflusst werden können. Frühaktive Arten mit niedriger Singhelligkeitsschwelle sind offenbar am stärksten von Lichtimmissionen betroffen (Abt 1997, zit. in Richarz 2001:153). Den geringeren Bruterfolg von städtischen Kohlmeisenpopulationen führten Schmidt & Steinbach (1983) z. B. auf die mangelhafte Synchronisation von Nahrungsangebot und Brutzeit zurück. Als Ursache des verfrühten Beginns der Brutsaison um bis zu 2,5 Wochen werden extreme Temperatur- und Lichtverhältnisse der Innenstädte angegeben (Schmidt & Einloft-Achenbach 1984).

3: Einwirkungen auf Paarungs- und Reproduktionssysteme

Verhaltensänderungen durch Kunstlicht sind überwiegend auf lichtinduzierte Störungen des Hormonhaushaltes und der dadurch regulierten Stoffwechselprozesse von Vögeln zurückzuführen. Richarz (2001) verwies bereits auf mögliche, bisher wenig erforschte Veränderungen jahresperiodischer Phänomene wie Gonadenwachstum und Fortpflanzungsverhalten. Zwischenzeitlich beschreiben neuere Forschungen eine ganze Bandbreite unmittelbarer Einwirkungen von Lichtemissionen als Abweichungen in der Hormonausschüttung (Ouyang et al. 2015) und anderen physiologischen Parametern (Jong De et al. 2016, Raap et al. 2016). Mit dem verstärkten Auftreten von Polygynie an Waldrändern mit Straßenbeleuchtung kann sich Beleuchtung auch als Selektionsfaktor auswirken (Kempenaers et al. 2010).

Direkte und indirekte Auswirkungen von Lichtemissionen können somit - abhängig von Intensität und räumlicher Ausdehnung - zu einer verringerten Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, zu Verlust von Teilhabitaten, Verringerung des Bruterfolgs, zu Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-)Populationen führen.

Differenzierte Ausführungen zu Stör- und Gefährdungswirkungen von Lichtquellen auf Vögel sowie Handlungsempfehlungen zur Vermeidung negativer Effekte finden sich z. B. bei:
Abt & Schultz (1995), Molenaar et al. (1997), Bruderer et al. (1999), Health Council of the Netherlands (2000), Richarz (2001c), Böttcher (2001), Bachmann (2004), Bruderer (2005), Gauthreaux & Belser (2006), Evans et al. (2007), Longcore et al. (2008), Schmid et al. (2008), Ballasus et al. (2009), Haupt (2009, 2011b), Haupt & Schillemeit (2011), Schmid et al. (2012), Held et al. (2013), Huggins & Schlacke (2019), Schroer et al. (2019), Dierschke et al. (2021).

Ausführliche Informationen zu Wirkmechanismen von Skybeamern und Hinweise auf die Rechtslage finden sich z. B. bei Herrmann et al. (2006), Haupt & Schillemeit (2011), Huggins & Schlacke (2019).

Internetsite: Fatal Light Awareness Programm (FLAP) unter: www.flap.org (aufgerufen am 27.09.2021).

5-3 Licht

Wenn möglich, sollte auf die Errichtung technischer Lichtquellen verzichtet werden. Insbesondere Skybeamer, Leuchtreklamen und Laser sollten generell, wenigstens aber in den Zugzeiten, verboten werden (so z. B. auch Haupt & Schillemeit 2011).

Falls die Installation von Lampen unverzichtbar ist, sollte auf ein vogelfreundliches Beleuchtungsdesign geachtet werden (z. B. Schroer et al. 2019): Lichtintensitäten sollten immer so gering wie möglich gewählt werden (z. B. Jones & Francis, Ballasus et al. 2009). Das Licht sollte nach unten gerichtet und nach oben abgeschirmt sein, bei Beleuchtung von Objekten dürfen nur diese angestrahlt werden (Schmid et al. 2008). Aber auch relativ schwache Beleuchtung von Siedlungen hat bereits einen Effekt auf das Rufverhalten von Drosseln während der Zugzeit (Gillings & Scott 2021). Zudem hatten auch schwache und nach unten gerichtete Scheinwerfer einen Einfluss auf die Flugwege ziehender Vögel (Cabrera-Cruz et al. 2021).

Rotes Licht hat beim Vergleich der Farbeinflüsse die geringste Anziehungskraft, während gelb bedingt, besonders aber Grün, Blau und Weiß zu verstärkter Anlockung (Rebke et al. 2019, Dierschke et al. 2021, vgl. auch Zhao et al. 2020 und Cabrera-Cruz et al. 2021) bzw. Meideverhalten (Syposz et al. 2021) führen.

Ziehende Vögel werden von Dauerlicht stärker angezogen als von Blinklicht - weitgehend unabhängig von der Farbe des Lichts (Dierschke et al. 2021). Blinklicht ist deshalb dauerhaft scheinendem unbedingt vorzuziehen, wobei die Hellphasen möglichst kurz, die Dunkelphasen möglichst lang sein sollten (Gauthreaux & Belser 2006, Evans et al. 2007, Longcore et al. 2008, Ballasus et al. 2009, Gehring et al. 2009, Syposz et al. 2021). Werden mehrere blinkende Lichter in einem Gebiet installiert (z. B. bei Windparks), so ist auf eine Synchronisation des Blinkrhythmus zu achten (Ballasus et al 2009).

Für den Schiffsverkehr werden Offshore Windparks (nur) in Deutschland zusätzlich mit einer gelben Dauerbeleuchtung des unteren Mastes der WEA ausgestattet. Dierschke et al. (2021) halten dies für vermeidbar und empfehlen, keine zusätzliche Beleuchtung in das zuvor dunkle Meeresareal zu bringen. Wo aus Sicherheitsgründen eine Beleuchtung unerlässlich sei, sollte eine bedarfsgerechte Befeuerung mit nur dann eingeschalteter Beleuchtung entwickelt und eingesetzt werden, wenn sich ein Luft- bzw. Wasserfahrzeug annähert. Regelungs- und Abschaltmöglichkeiten sollten verstärkt während des Vogelzuges vorgesehen werden, v. a. von Oktober bis März, und tagesperiodisch nach Mitternacht während des Sinkfluges und zur Landung der Vögel (Ballasus et al. 2009, Krijgsveld 2015).

5-4 Erschütterungen / Vibrationen

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.

5-5 Mechanische Einwirkung (Wellenschlag, Tritt)

Die Relevanz direkter und auch indirekter Folgen mechanischer Einwirkungen auf Vögel und Vogellebensräume umfasst im Wesentlichen Zusatzaspekte anderer Wirkfaktoren. An dieser Stelle wird ergänzend auf besondere Empfindlichkeiten gegenüber spezifischen mechanischen Einwirkungen verwiesen.

So können mit den wasserseitigen Uferzonen von Gewässern (Flüsse, Seen) gegenüber Wellenschlag exponierte Bruthabitate von mechanischen Einwirkungen betroffen sein. Uferlebensräume unterliegen dauerhaft und episodisch verstärkt in Abhängigkeit von Exposition und Gewässertyp mechanischen Belastungen durch Strömung und Wellenschlag. Sog und Schwell von Schiffsverkehr bei der Nutzung der Gewässer als Transportwege durch die See- und Binnenschifffahrt sowie der fischereilichen und touristischen Schifffahrt bewirken eine Erhöhung bzw. Verstärkung der natürlichen Situation (vgl. Wirkfaktor 3-3). Als Folge ergeben sich (erhöhte) Flächen- und Strukturverluste von wasserseitigen Röhrichten und vorgelagerter Schwimmblattvegetation, die als Bruthabitate von hochspezialisierten Vogelarten genutzt werden. Neben Habitatverlusten kann sich der anthropogen verstärkte Wellenschlag auch direkt durch Überspülung (Zerstörung von Nestern, Gelege- und Jungenverluste) auf den Schlupf- und Bruterfolg von Wat-, Wasser- und Röhrichtvögeln beeinträchtigend auswirken.

Soweit nicht bereits unter Wirkfaktor 2-3 beschrieben, sind mit dem Vertritt von Weidetieren noch Einzelaspekte intensiver landwirtschaftlicher Nutzung relevant (vgl. Wirkfaktor 2-3). Vertritt durch Weidetiere gehört, abhängig von Weidetierart, Besatz und Schlaggröße (vgl. Wirkfaktor 2-3), zu den wesentlichen Faktoren der Einschränkung des Schlupferfolges von Bodenbrütern in beweideten Heiden, Marschen und Feuchtgrünlandgebieten. Hohe Verlustraten sind für stark gefährdete Wiesenlimikolen nachgewiesen (Beintema 1982, Beintema & Müskens 1987, Beintema 1995, Schoppenhorst 1996, Holsten 2003), vereinzelt auch für bodenbrütende Greifvögel und Eulen wie Wiesenweihe bzw. Sumpfohreule (eig. Feststellung). Intensive Beweidung von Salzwiesen v. a. durch Schafe verringert die Arten- und Brutpaardichte und begünstigt darüber hinaus die Prädation von Bodenbrütern (Hälterlein 2002, Thyen & Exo 2003). Für Bodenbrüter ist dementsprechend von einer hohen Empfindlichkeit gegenüber Intensivierungen (Erhöhung des Tierbesatzes) und Änderungen der Weidenutzung (z. B. Umstellung auf Umtriebs- und Portionsweide) auszugehen.

Bei der Prüfung und Bewertung von Projekten ist jedoch zu berücksichtigen, dass sich die Relevanz dieses Wirkfaktors differenziert darstellt. So stehen den beschriebenen negativen Auswirkungen intensiver landwirtschaftlicher Bewirtschaftung lebensraumerhaltende und -prägende Funktionen extensiver, meist großflächiger Weidenutzungen gegenüber (Beintema 1995:56ff., Krüger & Südbeck 2004:111).

Einwirkungen von Trittbelastungen durch Menschen in empfindlichen Vogellebensräumen, z. B. der Küste sind gegenüber den unter Wirkfaktor 5-2 beschriebenen Störungen touristischer Nutzungen eher gering. Allerdings stellen durch Tritt verursachte Gelegeverluste nicht nur eine Störung, sondern streng genommen einen Mortalitätsfaktor dar. Durch Tritt beschädigte oder zerstörte Gelege und somit Einschränkung des Bruterfolges stellen grundsätzlich eine Gefahr für alle Bodenbrüter dar. Stärkere Trittbelastungen treten v. a. im Rahmen von Freizeitnutzungen auf. So können in der Brutzeit das Laufen, Reiten oder Radfahren abseits von Wegen Beeinträchtigungen auslösen. Dies gilt in besonderem Maße bei verstärkter Nutzungsfrequenz wie z. B. in für Erholungssuchende besonders interessanten Bereichen (z. B. Heiden, Stillgewässerufer, Strand-, Dünenbereiche etc.) oder auch bei Sport- oder Freizeitveranstaltungen (Mountainbikerennen, Orientierungsläufe, Volksläufe etc.).

Die bei Windenergieanlagen, Kraftfahrzeug-, Zug- oder Flugverkehr relevanten Luftverwirbelungen werden unter den Wirkfaktoren 4-2 und 4-3 (anlage- bzw. betriebsbedingte Mortalität) beschrieben und hinsichtlich ihrer Erheblichkeit mit bewertet.

Konsequenzen verschiedenartiger mechanischer Einwirkungen 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.

5-5 Mechanische Einwirkung (Wellenschlag, Tritt)

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.