1-1 Überbauung / Versiegelung

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

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

1-1 Überbauung / Versiegelung

Die Regenerationsfähigkeit ist nur unter der Voraussetzung der vollständigen Wiederherstellung der notwendigen strukturellen, standörtlichen und funktionalen Habitatbedingungen (z. B. Bodenparameter, Struktur, Flächengröße) sowie einer hohen Wahrscheinlichkeit der Wiederbesiedlung gegeben. Dabei sind auch die artspezifischen Mindesthabitatgrößen und ggf. die räumlich-funktionale Verbindung zu bestehenden (Teil-) Populationen zu beachten. Unter Berücksichtigung der insgesamt geringen Bestandszahlen und der hohen Gefährdung vieler Arten ist für eine erfolgreiche Regeneration ggf. auch eine vorhandene Population in räumlicher Nähe Voraussetzung.

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

In der Regel sind natürliche (z. B. Naturwälder, Moore, dynamische Fluss-/Küstenlandschaften) und kulturhistorisch über lange Zeiträume gewachsene Biotoptypen (z. B. Hutewälder, Streuwiesen) nach tiefgreifenden Standortveränderungen (Wirkfaktoren 3-1 und 3-3) und Intensivierungen der land- oder forstwirtschaftlichen Nutzungen (s. Wirkfaktor 2-3), aber auch nach länger andauernder Aufgabe prägender Nutzung (s. Wirkfaktor 2-5) als Brutvogellebensräume nur schwer bzw. kaum regenerierbar.

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

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

Im Falle stofflicher Belastung (s. Wirkfaktorgruppe 6) als Ursache eines Bestandsrückgangs oder -verlustes ist neben der Beseitigung der Belastungsquelle ggf. auch die Sanierung erforderlich.

1-1 Überbauung / Versiegelung

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

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

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

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

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

1-1 Überbauung / Versiegelung

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

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

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

1-1 Überbauung / Versiegelung

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

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

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

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

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

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

Die Fachkonventionen wurden inzwischen vielfach in FFH-Verträglichkeitsprüfungen in der Praxis angewandt, von der LANA wohlwollend zur Kenntnis genommen (14.09.2007), in Leitfäden empfohlen und in der Rechtsprechung u. a. des Bundesverwaltungsgerichts anerkannt (vgl. z. B. BVerwG v. 12.03.2008, Az. 9 A 3.06, u.a. Rn. 125; BVerwG v. 09.07.2008, Az. 9 A 14.07, u.a. Rn. 64; BVerwG v. 13.05.2009, Az. 9 A 73.07, u.a. Rn. 50; Niedersächsisches OVG v. 10.11.2008, Az. 7 KS 1/05, S. 26f.; Bay. VGH v. 30.09.2009, Az. 8 A 05.40050, Rn. 61ff.; Bay. VG Regensburg v. 22.02.2010, Az.: RO 2 K 08.491, S. 44ff.; VG Dresden v. 30.10.2008, Az. 3 K 923/04, S. 68f.). Auch in der jüngeren Rechtsprechung des BVerwG, z. B. zur A 33 (BVerwG, Urt. v. 6.11.2012, Az. 9 A 17.11, Rn. 46 f.) oder zur A 49 (BVerwG, Urt. v. 23.04.2014, Az. 9 A 25.12, z. B. Rn. 66) werden die Fachkonventionen explizit auch für den Bereich der Tierarten grundsätzlich bestätigt.

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

1-1 Überbauung / Versiegelung

Fachkonventionsvorschlag zur Bewertung der Erheblichkeit von Beeinträchtigungen bei direktem Flächenentzug in Habitaten der in Europäischen Vogelschutzgebieten zu schützenden Vogelarten:

Grundannahme:
Die direkte und dauerhafte Inanspruchnahme eines (Teil-)Habitats einer Art nach Anhang I bzw. Art. 4 Abs. 2 VRL, das in einem Europäischen Vogelschutzgebiet nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln ist, ist im Regelfall eine erhebliche Beeinträchtigung.

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

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

B: Orientierungswert 'quantitativ-absoluter Flächenverlust'
Der Umfang der direkten Flächeninanspruchnahme überschreitet nicht die für die jeweilige Art entsprechend der Methodik von Lambrecht & Trautner (2007) abgeleiteten Orientierungswerte für Bagatellverluste, soweit diese für das betroffene Teilhabitat anwendbar sind (1). Für die Saatkrähe liegt der Orientierungswert für Habitatverluste bei 2,6 ha (wenn relativer Verlust ?1 %, siehe Kriterium C); und

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

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

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

(1): Die Saatkrähe wurde hierbei von Lambrecht & Trautner (2007:56ff.) der Habitatkonstellation 6c zugeordnet. Diese umfasst Arten mit räumlich nicht zwingend direkt zusammenhängenden und wenig spezifischen / limitierten Teilhabitaten in großräumigem Kontext (Arten mit großem Aktionsradius bzw. relativ hoher Flexibilität). Arten mit differierenden Teilhabitaten und großen Aktionsradien, bei denen in vielen Fällen bezüglich aller Teilhabitate eine opportunistische Nutzung vorliegt, d. h. sowohl bezüglich der Brut- wie auch der Nahrungshabitate wären die genannten Orientierungswerte i. d. R. anwendbar.
Ausnahmen können dann bestehen, wenn aufgrund der speziellen örtlichen Situation z. B. nur ein geringes Angebot eines wesentlichen Teilhabitats vorliegt.
Flächenverluste in zwischen Teilhabitaten (also innerhalb des Aktionsraums) gelegenen, aber nicht selbst genutzten Bereichen sind für Arten dieser Gruppe regelmäßig nicht relevant.
Aufgrund der großen Aktionsradien ist es insbesondere bei diesen Arten nicht unwahrscheinlich, dass Teile des Habitats auch außerhalb des Natura 2000-Gebiets liegen, so dass etwaige Habitatverluste außerhalb des Gebiets bei der Anwendung der Orientierungswerte ggf. kumulativ mit zu berücksichtigen sein können. Abhängig von der getroffenen Abgrenzung der Gebiete wäre sonst nicht auszuschließen, dass längerfristig kumulative Wirkungen im Umfeld des jeweiligen Gebietes eine erhebliche Beeinträchtigung des gebietsbezogenen Erhaltungszustandes einer solchen Art nach sich ziehen können.

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

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Die Beseitigung oder Veränderung der für den artspezifischen Brutvogellebensraum typischen Vegetations- oder Biotopstrukturen kann in Abhängigkeit von der Eingriffsdimension zu einer Minderung der Habitatqualität und -funktionen für die Art führen.

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

Direkte Veränderungen von Vegetations- bzw. Biotopstrukturen erlangen insbesondere dann besondere Relevanz, wenn sie die Brutplätze bzw. -reviere oder deren direktes Umfeld bzw. Hauptnahrungshabitate betreffen.

Konsequenzen 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.

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

"Kolkrabe, Nebelkrähe, Saatkrähe und Dohle bevorzugen offene Habitate (Bossema et al. 1986), in denen die Feindentdeckung erleichtert und der ausdauernde Flug vorteilha?t ist. [...] Saatkrähen bevorzugen kurze Vegetation, da sie sich meist grabend ernähren (Haffer & Bauer 1993)."

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Durch die direkte Beseitigung von Feldgehölzen und Zerstörung von Auwäldern gehen der Saatkrähe wichtige Niststandorte verloren.

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

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

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

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

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

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

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

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

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

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

2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Veränderung der Vegetations-/ Biotopstrukturen.

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

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

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

In der Regel ist eine mehrjährige bzw. dauerhafte Beseitigung und Veränderung der Vegetations- und Biotopstrukturen der betroffenen Bruthabitate einem dauerhaften Habitatverlust gleichzusetzen. Einjährig (Brut-/Rastzyklus) begrenzte Auswirkungen können unterhalb der Erheblichkeitsschwelle bleiben, wenn sich die betroffenen Vegetations- und Biotopstrukturen kurzfristig regenerieren können bzw. wiederherzustellen sind sowie die funktionsbezogene Flächendimension orientiert am Konventionsvorschlag als gering eingeschätzt wird.

2-2 Verlust / Änderung charakteristischer Dynamik

Empfindlichkeiten ergeben sich für die Art v. a. durch Veränderungen bzw. Einschränkungen hydrodynamischer Verhältnisse (s. Wirkfaktor 3-3), aber auch durch Sukzessions- und Nutzungsdynamik, die unter den Wirkfaktoren 2-3 bis 2-5 beschrieben und zusammengefasst werden.

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

Die seit den 1960er Jahren stark zunehmenden Einflüsse der Intensivierung von land- und forstwirtschaftlicher Nutzung auf die Zusammensetzung und Häufigkeitsverhältnisse von Vogelgemeinschaften sind insgesamt gut untersucht und wurden bereits frühzeitig dokumentiert (z. B. Bezzel 1982). Für die Vogelgemeinschaft des genutzten Offenlandes und der waldfreien Moore ist nach Analysen von Stickroth (zit. in Günther et al. 2005:123f.) die fortlaufende Intensivierung der landwirtschaftlichen Nutzung die Hauptgefährdungsursache. Für die Vogelartengemeinschaft der Wälder weist die auf ökologische Gruppen bezogene Auswertung die Intensivierung der Forstwirtschaft (vor der Freizeitnutzung) als den bedeutsamsten Ursachen-Komplex aus.

Unter dem Wirkfaktor 2-3 werden v. a. Empfindlichkeiten gegenüber direkten Einwirkungen von Nutzungsintensivierungen auf Vogelindividuen und deren Bruterfolg sowie auf Struktur und Qualität der nutzungsabhängigen Vogellebensräume beschrieben. Mit den spezifischen Folgewirkungen von Nährstoffeintrag und Eutrophierung im Zuge von Produktionssteigerungen befasst sich Wirkfaktor 6-1. Der mit Nutzungsintensivierungen zunehmende Pestizideinsatz und dessen Auswirkungen auf Vögel wird unter Wirkfaktor 8-3 behandelt. Weitere Aspekte, häufig der Intensivierung landwirtschaftlicher Nutzung vorausgehender Flurbereinigungen, Meliorationen und Eingriffe in den Wasserhaushalt einer Landschaft, werden auch unter den Wirkfaktoren 2-1, 3-1 bis 3-3 thematisiert.

Die nachfolgenden Datensätze sind - sofern für die Art relevant - nach den jeweiligen Nutzungen Landwirtschaft (A), Forstwirtschaft (B), Fischerei (C) sowie Obst- und Weinbau (D) sortiert.

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

A: Intensivierung landwirtschaftlicher Nutzung

Landwirtschaftlich genutzte Kultur- und Produktionslandschaften werden von Artengemeinschaften besiedelt, die sich aus verschiedenartigen natürlichen z. T. benachbarten Lebensräumen rekrutieren. Da z. B. im Grünland gleichzeitig Strukturen verschiedener natürlicher Biotope enthalten sein können, treffen sich hier Vogelarten, die in Ursprungslebensräumen häufig voneinander isoliert waren. Gegenüber natürlichen Verhältnissen ergeben sich unter anthropogenem Einfluss wesentliche Unterschiede, v. a. hinsichtlich des Bruterfolges und der Selektionsfaktoren. Abundanz und Dominanz dieser Vogelgemeinschaften werden somit kultur- bzw. nutzungsbedingt stärker von der Art und Intensität der Nutzung bestimmt als von natürlichen Einflüssen (Witt 1988:1f.).

Bei der Analyse bzw. Prognose von Folgewirkungen der Nutzungsintensivierung ist zu beachten, dass es bei der Besiedlung von Kulturlandschaftsformen Bereiche "erforderlicher" und "tolerierter" Intensität der Bewirtschaftung gibt (Witt 1988:1f.). Nach Beintema (1986) ermöglichen und begrenzen verschiedene Intensitätsniveaus die Ausbreitung einzelner Arten. Empfindlichkeiten ergeben sich entsprechend den artspezifischen Toleranzen und den Anteilen nutzungsabhängiger/-geprägter Habitate. Vielfach ist die Nachbarschaft zu natürlichen nur randlich genutzten Lebensräumen (Ufer, Sümpfe, Küstenbiotope, Moore) bzw. deren funktionaler Verbund z. B. von Schlupf- und Aufwuchslebensräumen von bestands- und bruterfolgsichernder Bedeutung.

Intensivierungen landwirtschaftlicher Grünland- und Ackernutzung sind oft erst möglich, wenn nutzungseinschränkende Standorteinflüsse, z. B. durch Überschwemmungen, hohe Wasserstände von Moor- und Marschböden, aber auch Trockenheit von (Sand-) Böden, weitgehend reduziert oder ausgeschlossen worden sind (Standortnivellierung). Auf Bestand und Bruterfolg der Vogelarten haben dann veränderte Bewirtschaftungsmethoden, wie z. B. Silagewirtschaft und Portionierung im Grünland mit frühen Mahdterminen und verkürzten Nutzungsintervallen, Beregnung oder Verrieselung, Anpassung von Schlaggrößen und Erschließungen für großflächig synchrone Bewirtschaftung, zunehmend einschränkenden Einfluss auf Artenzahl, Siedlungsdichte und Reproduktion der Brutvogelgemeinschaft. Durch unmittelbare Beseitigung von Nestern und nichtflüggen Jungvögeln haben Nutzungsintensivierungen direkten Einfluss auf die Reproduktionsrate lebensraumtypischer Vogelarten (z. B. Beintema 1986, Witt 1986, Kooiker 1990, Schoppenhorst 1996, Melter & Südbeck 2004, Britschgi 2006).

Schließlich werden mit der Nutzungsintensivierung Bedingungen geschaffen, die die Empfindlichkeit der Populationsdynamik typischer Vogelarten in Agrarlandschaften gegenüber Einflüssen von Prädatoren deutlich erhöhen (Evans 2004). Über diese Sekundär- und Randeffekte wird der Niedergang der Vogelgemeinschaften verstärkt bzw. beschleunigt. Wahrscheinlich ist zusätzlich v. a. bei zahlreichen bodenbrütenden Vogelarten aufgrund der Abhängigkeit von Klimafaktoren in der Folge des neuzeitlichen Klimawandels von einer erhöhten Empfindlichkeit gegenüber Nutzungseinflüssen auszugehen (Schröder & Schikore 2004:92, Sybertz 2020).

Untersuchungen zur Auswirkung von Bewirtschaftungseinflüssen auf das Nahrungsangebot z. B. von Wiesenvögeln im Feuchtgrünland sind z. T. widersprüchlich. Für abweichende Ergebnisse ist wahrscheinlich die jeweilige Ausgangssituation der Untersuchungsfläche hinsichtlich Nutzungsintensität, Bodentyp bzw. Zusammensetzung der Bodenmakrofauna ausschlaggebend. Nutzungsintensivierung hat nach Junker et al. (2004) einen entscheidenden Einfluss auf die jahreszeitliche Entwicklung der Biomasse von Bodentieren. Zusammenfassende Analysen und Bewertungen der wesentlichen Einflussfaktoren von bodenbrütenden Offenlandarten liegen u. a. von Kuschert (1983) und Flade (1994) vor.
Intensivierungen der Landbewirtschaftung haben dazu geführt, dass die Situation der Feldvögel im Verlauf einer langjährigen und weiterhin anhaltenden Entwicklung von starken Bestands- und Arealrückgängen bestimmt wird (Flade & Schwarz 2013, Hötker et al. 2014, Gerlach et al. 2019). Neben erhöhtem Einsatz von Pflanzenschutz- und Düngemitteln sowie effektiveren Anbau- und Erntemethoden ergeben sich mittelbar Strukturverluste durch Beseitigung von essenziellen Landschaftselementen aus Schlagvergrößerung sowie Einengung der Fruchtfolge begleitet vom Rückgang der Anteile des Dauergrünlands, von Sommergetreide und Leguminosen-Anbaufläche (Krüger & Nipkow 2015, Joest et al. 2016).

Heute schließen Vogelgemeinschaften landwirtschaftlicher Flächen in Europa mehr schutzbedürftige Arten ein als jeder andere Hauptlebensraum (Tucker & Evans 1997). Nutzungsintensivierungen und -änderungen stellen deshalb ein hohes Gefährdungspotenzial für den Erhaltungsstatus zahlreicher Vogelarten dar. Immer noch verschärft sich die Gefährdungssituation durch die Förderung nachwachsender Rohstoffe. Auswirkungen zunehmender Biomassenutzung auf die Artenvielfalt und Häufigkeitsverhältnisse von Vogelgemeinschaften beschreiben z. B. Lübcke (1990), Spalik (2006), Dziewiaty & Bernardy (2007), Koop (2007) und Ammermann (2008).

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

Epple (1987:1325ff.), Hölzinger (1987:80ff.), Litzbarski et al. (1988), Moes (1992), Wegener (1998), Schifferli et al. (1999), Flade et al. (2003), Hötker (2004), Wilson et al. (2005), Koop (2013), Joest (2018), Busch et al. (2020);

zur spezifischen Situation von Wiesenlimikolen und Brutvogellebensräumen im Grünland:
Witt (1986), Witt (1988), Beintema et al. (1997), Nehls et al. (2001), Holsten (2003), Schröder & Schikore (2004), Südbeck & Krüger (2004), Reiter et al. (2004), Behrens et al. (2007), Hötker (2007), Eugster (2012), Osterveld (2014), Weiß (2016).

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

Als wesentliche Gefährdungsursache für die Saatkrähe nennt der Autor die "Verringerung des Nahrungsangebots durch Intensivierung der Landwirtschaft mit der Folge des Verlusts von frei zugänglichen Bodenflächen (Knief 1988)".

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

Die Autoren führen Studien an, die einen positiven Zusammenhang zwischen Grünlandbeweidung im Sommer (Fuller et al. 2003, Buckingham et al. 2004b) und im Winter (Fuller et al. 2003) und der Flächennutzung durch Saatkrähen aufzeigen.

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

Eine Untersuchung über die Auswirkungen im Winter verfügbarer Stoppelfelder auf die Flächennutzung verschiedener Vogelarten in Englang ergab, dass Saatkrähen Gegenden mit Stoppelfeldern signifikant weniger nutzen.

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

"Vielmehr muß auch im betrachteten Raum [Anm.: Nordsachsen; BearbeiterInnen FFH-VP-Info] der anhaltende Bestandsrückgang im Zusammenhang mit dem langfristigen Wandel der Agrarlandschaft gesehen werden. Vor dem Hintergrund des fortwährenden Grünlandschwundes und der allgemeinen Entwässerung der Landschaft, in jüngerer Zeit auch der eutrophierungsbedingten Aufwuchsförderung, bewirkte die stetige Nutzungsintensivierung der Ackerflächen in den bekannten Entwicklungssprüngen eine verringerte Habitatkapazität für zahlreiche Tierarten des Offenlandes, so auch für Saatkrähen: Wegfall der Brachwirtschaft und Einführung der mineralischen Düngung im 19. Jahrhundert, Etablierung einer Großraum-Agrarwirtschaft um 1960 mit stark steigendem Düngemittel- und aufkommendem Biozideinsatz und schließlich drastische Reduzierung des Grünfutteranbaus nach 1990 im Zusammenhang mit der europäischen Agrarpolitik. Schrittweise und durch die angedeuteten Etappen jeweils verschärft, ergaben sich für Saatkrähen während der Brutzeit immer weniger Flächen mit niedrigem oder lückigem Pflanzenwuchs. Das flächige Aufkommen einer dicht schließenden hohen Pflanzendecke verwehrt ihnen den Zugang zur bevorzugten Evertebratennahrung, soweit diese nicht durch Standortveränderungen und agrartechnische Maßnahmen ohnehin reduziert ist."

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

B: Intensivierung der Forstwirtschaft

Anthropogene Veränderungen der Wälder hatten schon in frühen Epochen der Siedlungsgeschichte des Menschen prägenden Einfluss auf die Brutvogelgemeinschaften dieses Lebensraumes. Nach langer Zeit der Austragsnutzung sind in Mitteleuropa die letzten beiden Jahrhunderte der Waldnutzung und forstlichen Bewirtschaftung durch Aufbau, Zunahme der Waldfläche, des Durchschnittsalters und auch der Strukturdiversität geprägt gewesen (Gatter 2004). Die Entwicklung der Waldvögel und deren Gefährdungssituation stellen sich demzufolge relativ günstiger als in der Landwirtschaft dar. So sind die Waldarten in den aktuellen Roten Listen vergleichsweise wenig vertreten. Dies ist jedoch Ergebnis einer signifikanten Zunahme dieser Arten im Siedlungsbereich, im Gegensatz zu Stagnation und Abnahme in Wäldern (Flade & Schwarz 2004). Die waldbauliche Entwicklung der Wälder insbesondere die Förderung des Holzertrages durch dichte Pflanzungen gehen zu Lasten v. a. der Lichtwaldbewohner, für die ein offenes Kronendach und lückige Bestände erforderlich sind.

Brutvogelgemeinschaften in ungenutzten Buchenwäldern zeichnen sich in Diversität, Siedlungsdichte und Bestand durch positivere Entwicklungen gegenüber bewirtschafteten Beständen aus. Solche Effekte sind bereits nach wenigen Jahren messbar. Deutliche Unterschiede ergeben sich erst über 50 Jahren Bewirtschaftungsruhe. In dieser Zeit sind natürliche Strukturentwicklungen eines kleinräumigen Waldentwicklungsphasen-Mosaiks und v. a. die Akkumulation von Totholz zu erwarten (Begehold & Schumacher 2017:232ff.).

Forstwirtschaft beeinflusst tiefgreifend Häufigkeitsverhältnisse, Artenzusammensetzung und Dominanzstrukturen der Waldvogelgemeinschaften. Bei intensiver Bewirtschaftung werden vorrangig störungsempfindliche Arten mit großen Raumansprüchen und v. a. Bewohner der Reifephase von Wäldern benachteiligt (Flade et al. 2004). Qualität und Quantität des Totholzes haben einen elementaren Einfluss auf die Artenzusammensetzung und Abundanz der Brutvogelgemeinschaft des Waldes. Im Wirtschaftswald wird jedoch die Kontinuität v. a. der Altersstadien des Lebensraumangebotes unterbrochen. Hohe Artenzahlen von Großvogelarten und höhlenbewohnenden Arten sind deshalb Indikatoren für wenig durch forstliche Nutzung gestörte Verhältnisse.

Häufige Holzentnahme v. a. von Starkholz verhindert die Entwicklung naturnaher Altersstrukturen insbesondere von Reife- und Zerfallsstadien (s. a. Wirkfaktor 2-1), die als wichtige Habitatelemente spezialisierter bestandsgefährdeter Vogelarten von existenzsichernder Bedeutung sind. Für deren Vorkommen ist das Belassen von Totholz und Höhlenbäumen von größerer Wichtigkeit als die Schonung bzw. Entwicklung starker Bäume bei intensiver Einzelbaumentnahme (Müller et al. 2007). Selbst naturgemäße Waldbewirtschaftungen fördern durch Selektion geradschaftige Baumindividuen, während ökologisch bedeutsame Strukturvielfalt am Stamm durch Wuchs- und Zerfallsformen entfernt wird.

Die dichte Erschließung mit netzartigen Holzabfuhrwegen, Rückegassen und Feuerschneisen kann v. a. siedlungsnah zu einer flächendeckenden Beunruhigung der Wälder und entsprechenden Einschränkung von Brutmöglichkeiten störempfindlicher Vogelarten führen (Scherzinger & Schumacher 2004, vgl. auch Wirkfaktor 5-2). Mangelfaktoren sind v. a. großräumige Bestände und Sonderstrukturen, Sekundärkronen, Höhlen, Mulmkörper und Mosaikbildung im Wald als Voraussetzung für das artenreiche Vorkommen von Großvögeln (Schumacher & Winter 2008).

Zur Praxis intensiver Forstwirtschaft gehört auch die Unterhaltung und der kontinuierliche Ausbau eines Entwässerungsnetzes. In der Folge gehen typische Qualitäten von Feucht- und Nasswäldern, das Nassstellenmosaik und damit die Biotopvielfalt der Wälder zunehmend verloren. Brut- und Nahrungsmöglichkeiten u. a. hoch spezialisierter und akut gefährdeter Vogelarten wie Schwarzstorch, Schreiadler oder Waldwasserläufer werden in mehr oder weniger großem Umfang eingeschränkt. Wirkungszusammenhänge und Empfindlichkeiten gegenüber morphologischen und hydrologischen Veränderungen im Zuge der Waldbewirtschaftung werden unter den Wirkfaktoren 3-2 und 3-3 beschrieben.

Weitere Beeinträchtigungen kann die Einführung und forstliche Förderung gebietsfremder Baumarten bewirken (s. Wirkfaktor 8-2), wie z. B. die Verdunklung der Wälder durch Förderung der Douglasie bei gleichzeitiger Ablösung der Kiefern- und Pionierwälder oder die forstliche Bekämpfung von Insektenkalamitäten wie z.B. Borkenkäfer oder Eichenprozessionsspinner (s. Wirkfaktor 8-3).

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

Hölzinger (1987:80ff.), Heinrich (2001:215ff.), Flade et al. (2004), Gatter (2004), Gatter & Schütt (2004), Scherzinger (2004), Scherzinger & Schumacher (2004), Mollet et al. (2005, 2006), Sauberer et al. (2007), Ammermann (2008), Kelm (2008), Wüst (2008), Linke (2013), Müller (2016).

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

D: Intensivierung der Nutzung im Bereich von Obst- und Weinbau

Nach dem zweiten Weltkrieg begann eine Produktionsintensivierung der Obstanbauflächen. Die Umstellung der Baumobstkulturen von Hochstamm auf Niederstammgewächse bedingte einerseits die Abschaffung von Unterkulturen (Viehwirtschaft, Beerenobstanbau, in den ersten 5 bis 10 Jahren auch Getreide- und Gemüseanbau) und andererseits die Erhöhung der Baumzahl pro Hektar und damit eine Ertragssteigerung (Kifl 2004). Gleichmäßig hohe Erträge gewährleisten junge Niederstammkulturen, in denen sich anders als in alternden hochstämmigen Obstbäumen z. B. in Streuobstwiesen kein Höhlenangebot entwickelt. Im intensiven Obst- und Weinanbau können grobmaschige Netze zur Vogelabwehr zudem in Abhängigkeit von Material und Anbringung einen nennenswerten Mortalitätsfaktor darstellen (Hölzinger 1987:82ff.).

In Intensivobstanlagen wird das Aufkommen von Bodenvegetation durch Herbizideinsatz meist verhindert. Dadurch verarmt die Boden- und Großinsektenfauna und in der Folge eingeschränkter Nahrungsressourcen auch die Vogelgemeinschaften. Insgesamt beinhaltet die Nutzungsintensivierung von Obst- und Weinanbau eine starke Erhöhung von Pestizideinsatz (s. Wirkfaktor 8-3) sowie Mineraldüngergaben (s. Wirkfaktor 6-1). In der Folge von großflächigem Pestizideinsatz treten bei Brutvögeln typischer Weise dünnschalige Eier, erhöhte Nestlingsmortalität, Wachstumsstörungen der Jungvögel und Verhaltensstörungen der Altvögel auf (Prinzinger & Prinzinger 1979, zit. in Hölzinger 1987: 564).

Differenzierte Ausführungen zur Beeinträchtigung von Vögeln durch Maßnahmen des Obst- oder Weinbaus, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:

Hölzinger (1987:551ff.), Kestenholz et al. (1999:365ff.), Hormann (2001:189ff.), Kifl (2004).

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

I. d. R. erfolgt die Wirkungsbeurteilung durch Überlagerung der vom Projekt entsprechend beeinflussten Flächen mit allen nach den Erhaltungszielen zu bewahrenden bzw. zu entwickelnden (Teil-)Habitaten. Die betroffenen Habitate bzw. Habitatstrukturen sind hinsichtlich ihrer längerfristigen Entwicklung und der qualitativen Abweichung zu bewerten. Soweit erforderlich, sind unterschiedliche Teilhabitate der Art in der Prognose differenziert zu betrachten. Dabei sind zum einen die absoluten Habitatverluste bzw. -verschlechterungen (qm/ha) sowie die relativen (%) bezogen auf den Gesamtbestand im Gebiet bzw. die funktional zusammengehörenden Habitate der Art zu ermitteln bzw. abzuschätzen.

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

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

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

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

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

Soweit die Art und deren Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jeder negativ wirkenden Nutzungsintensivierung bzw. -änderung in einem (Teil-)Habitat überschritten.

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

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

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Nutzungsintensivierung bzw. -änderung.

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

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

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

2-4 Kurzzeitige Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege

Im Mosaik nachhaltiger Nutzungung ergeben sich für die Saatkrähe bei kurzzeitiger Aufgabe jedoch i. d. R. keine relevanten Verschlechterungen im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen.

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

Die Habitatstrukturen von nutzungsabhängigen Vogellebensräumen unterliegen bei länger andauernden Unterbrechungen habitatprägender Nutzung / Pflege von mehr als 3 Jahren in Abhängigkeit der Geschlossenheit der Vegetationsbedeckung zunehmend sukzessionsbedingten Veränderungen. Innerhalb relativ kurzer Zeit (3-5 Jahre) können Vogelarten offener Lebensraumtypen ausfallen, die mehr oder weniger offene Böden bzw. kurzrasige Vegetation für die Nahrungssuche benötigen oder gegenüber Sichtverstellung und Kammerung der Landschaft empfindlich sind. Zusammensetzung und Häufigkeitsverhältnisse von Vogelgemeinschaften verändern sich über den weiteren Verlauf der Sukzession über halboffene Vorwaldstadien zu standorttypischen Waldgesellschaften.

Die verschiedenen Sukzessionsstadien unterscheiden sich auch in der Besiedlung durch Bodenarthropoden und damit in Zusammensetzung und Dichte der Nahrungstiere von Vögeln. Während frühe Stadien v. a. von licht- und wärmeliebenden Arten und Artengemeinschaften in z. T. hoher Dichte besiedelt sind, nehmen mit zunehmender Strauchbedeckung Arten- und Individuendichten von Laufkäfern, Spinnen und Heuschrecken ab (Rotter 2006). Mit dem Verbuschungsgrad bilden sich jeweils eigene Lebensgemeinschaften, zu denen auch typische Vogelarten gehören, die dieses Nahrungsangebot nutzen.

Die geringsten Empfindlichkeiten gegenüber längerfristigen Nutzungsunterbrechungen bestehen in halboffenen Vogellebensräumen. Durch Zurücksetzen der Sukzession mit Wiederaufnahme der (lebensraumtypischen) Nutzung oder Pflegemaßnahme sind hier projektbedingte Veränderungen von Vogellebensräumen in Abhängigkeit der zeitlichen und räumlichen Dimension möglicherweise reversibel. Die längerfristige Erhaltung von typischen Lebensraumqualitäten kann u. U. durch periodische/episodische Unterbrechungen bzw. das Zurücksetzen der Sukzession gewährleistet werden.

Bodenbrütende Offenlandarten sind gegenüber länger andauernder Aufgabe oder Unterbrechung von Nutzung und Pflege oder vollständiger Aufgabe der Nutzung besonders empfindlich. In den als Grünland genutzten Offenlandgebieten werden entsprechend dem Nutzungsinteresse der Bewirtschafter i. d. R. alle Flächen gemäht oder beweidet. Bei Aufgabe der Nutzung entstehen Vegetationsbestände, die entsprechend ihrem Flächenanteil direkte Verluste von Brutmöglichkeiten v. a. für Kiebitz, Brachvogel und Uferschnepfe darstellen. Diese Flächen bieten zudem ggf. Besiedlungsmöglichkeiten und Deckung für Prädatoren. In Abhängigkeit der Lage dieser Flächen können sich durch arttypisches Verhalten zur Prädationsminderung über Barrierewirkungen weitere Lebensraumverluste für diese Arten ergeben (zu Barrierewirkungen durch strukturelle optische Reize s. Wirkfaktor 5-2). Mit Andauer und räumlicher Ausdehnung ungenutzter Bereiche von Offenlandlebensräumen nehmen jedoch artspezifisch unterschiedlich die beschriebenen Empfindlichkeiten zu, so z. B. bei der Uferschnepfe früher als bei der Bekassine.

Über die Aspekte der Nutzungsaufgabe auf landwirtschaftlichen Anbau- und Nutzungsflächen hinaus ergeben sich bei bestimmten Arten Empfindlichkeiten auch für militärische Übungsplätze und im Bereich des Bodenabbaus (vgl. Wirkfaktor 3-1).

Durch kontinuierlich fortschreitenden Bodenabbau erneuerte Strukturen wie Steilwände, Abbrüche u. ä. werden von zahlreichen z. T. seltenen und gefährdeten Vogelarten als Sekundärlebensraum besiedelt. Großräumiger Tagebaubetrieb, der in Teilflächen über Jahre ruht, bietet ungestörte vegetationsfreie, -arme Brutplätze. So entstehen z. B. in offengelassenen wechselfeuchten Frästorfflächen Schlupflebensräume für Goldregenpfeifer und Alpenstrandläufer. Aufgrund der standortbedingt nur langsam einsetzenden und fortschreitenden Sukzession gehen diese Brutmöglichkeiten erst nach langjähriger Nutzungsaufgabe verloren.

Auf militärischen Übungsplätzen schaffen und erneuern v. a. Feuer und mechanische Bodeneinwirkungen durch den Fahrbetrieb immer wieder Offenbodenpartien und hohe Grenzliniendichten und damit spezifische Habitatstrukturen z. B. für das Birkhuhn (Wübbenhorst & Prüter 2007:89). Aufgrund veränderter militärischer Anforderungen kann sich der Übungsbetrieb verringern oder ganz aufgegeben werden, so dass die typischen Habitatqualitäten verloren gehen.

Konsequenzen der andauernden Aufgabe habitatprägender Nutzungen können - abhängig vom Umfang - z. B. Verlust von Teilhabitaten, Verringerung des Bruterfolgs, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-)Populationen sein.

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

Empfindlichkeiten ergeben sich für die Saatkrähe in Abhängigkeit von nachhaltigen Grünland- und Ackernutzungen möglichst kurzrasiger lückiger Ausprägung. In Abhängigkeit vom Flächenumfang können sich bei länger andauernder Aufgabe habitatprägender Nutzung bedeutende Einschränkungen der Nahrungshabitate ergeben.

3-1 Veränderung des Bodens bzw. Untergrundes

Nutzungsbedingte oder mechanische Veränderungen des Bodens wirken sich v. a. über die Faktoren Bodenfeuchte und Vegetationsstruktur auf die Habitatqualität von Vogellebensräumen aus. Im Rahmen dieses Wirkfaktors werden ausschließlich physikalische Veränderungen betrachtet. Empfindlichkeiten gegenüber stofflichen Bodenveränderungen sind bei speziellen Wirkfaktoren (Wirkfaktoren 6-1 bis 6-3) berücksichtigt und werden dort eingehend beschrieben. Die Auswirkungen von Veränderungen des Bodens bzw. des Untergrundes stehen oft auch im Zusammenhang mit anderen Wirkfaktoren wie z. B. der Intensivierung landwirtschaftlicher Nutzung (s. Wirkfaktor 2-3) oder Veränderungen morphologischer Verhältnisse (s. Wirkfaktor 3-2).

Für Vogelarten ergeben sich Empfindlichkeiten vorrangig in Landlebensräumen sowie im Bereich eulitoraler Nahrungsflächen von Brut- und Rastvogelgemeinschaften an den Küsten und in den Ästuaren. Direkte Verluste oder Beeinträchtigungen der Vogellebensräume bewirken u. a. Umbruch, Abtrag oder Überdeckung (z. B. durch Aufspülungen) von Boden. Lebensraumtypische bzw. habitatprägende Bodeneigenschaften von Moorböden können durch Flach- und Tiefumbruch vermischt bzw. durch Torfabbau beeinträchtigt oder beseitigt werden.
Lebensraumspezifische Bodeneigenschaften und Qualitäten von Nahrungsressourcen gehen damit unmittelbar verloren. Als indirekte Auswirkungen treten z. B. in der Folge von Verdichtung weitere sekundäre Veränderungen von Bodeneigenschaften wie Wasserspeichervermögen oder Durchlässigkeit leichter Böden auf, deren typische Qualität für das Vorkommen spezialisierter Vogelarten ausschlaggebend sein kann.

Alle Bodenveränderungen haben gleichzeitig Auswirkungen auf die Zusammensetzung und Struktur der Vegetation und damit auch unmittelbar auf die Habitate der Vogellebensräume. Insbesondere für bodenbrütende nestflüchtende Vogelarten können sich in der Folge veränderter Zusammensetzung und Wuchsbedingungen der Vegetation starke Beeinträchtigungen ergeben.

Im Hügel- und Bergland v. a. aber im Hochgebirge können durch Witterungseinflüsse eingeleitete Erosionen nutzungs- oder projektbedingt verstärkt werden und damit Beeinträchtigungen und Verluste von Vogellebensräumen verursachen.

Konsequenzen der verschiedenen Veränderungen des Bodens bzw. Untergrundes können - abhängig vom Umfang - z. B. Verlust von Teilhabitaten, Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust oder Bestandsrückgang sein.

3-1 Veränderung des Bodens bzw. Untergrundes

Als Sondierer der oberen Bodenschichten ergeben sich für die Saatkrähe in den Nahrungshabitaten grundsätzlich Empfindlichkeiten bei Veränderungen des Bodens bzw. des Untergrundes.

3-2 Veränderung der morphologischen Verhältnisse

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.

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

Veränderungen hydrologischer und hydrodynamischer Verhältnisse beziehen sich einerseits auf aquatische und semiaquatische Lebensräume. Andererseits umfasst der Wirkfaktor auch die Veränderungen im Bodenwasser und im Grundwasser von Landlebensräumen.

Hochwasser- und Überflutungsdynamik sind vielfach strukturgebende bzw. erhaltende Faktoren auentypischer Vogellebensräume. Innerhalb der Auen können sich diese spezifischen Strukturen episodisch erneuern und verlagern. Spezialisierte Arten sind mit ihrer Siedlungsdynamik an diese Verhältnisse angepasst und damit hoch empfindlich gegenüber Veränderungen der hydrodynamischen Verhältnisse. Dynamische Prozesse sind in diesen Lebensräumen v. a. für die Entstehung und (dynamische) Erhaltung von vegetationsfreien Brutmöglichkeiten wichtig. Für Lebensräume bodenbrütender Arten ist die Überflutungsdynamik über die strukturgebende Funktion hinaus ein wichtiger Faktor der Prädationsverminderung.

Quantitative und qualitative Verluste dynamischer Auen- und Küstenlebensräume ergeben sich für Vögel in der Folge von Deichbau, Strombau (Vertiefung, Begradigung, Verkürzung und Lenkung des Hauptstromes) sowie durch Uferverbau und Querbauwerke (Stauhaltung).

Deichbau führt in erster Linie zu einer als Flächenverlust messbaren Reduzierung der Talbreite und damit des für spezialisierte Feuchtgebietsarten nutzbaren Raumes (Wasserwechselbereich, von Sturmfluten und Überschwemmungen geprägter beeinflusster Raum).

Strombaumaßnahmen beschränken sich im heutigen Ausbauzustand der Flüsse weitgehend auf Vertiefungen bzw. Anpassungen der Fahrrinnen an die Entwicklung der Schiffsgrößen. Diese Baumaßnahmen bewirken v. a. über die Erhöhung der Strömungsgeschwindigkeit Sohlerosionen und Verlagerungen von Sedimentationsräumen. In Ästuaren verschieben sich dadurch die Flächenanteile von Sublitoral und Eulitoral und damit spezifische Nahrungshabitate. Durch die Verlagerung von Aufsandungen und Inselbildungen werden Bruthabitate und Hauptnahrungshabitate getrennt.
Strömungslenkung und Uferverbau verhindern die Erneuerung von spezifischen Uferstrukturen, die als Bruthabitate von spezialisierten Fließgewässerarten genutzt werden.

Sperrwerke heben bis weit oberhalb die Strömungsdynamik auf und beeinflussen stark die zeitliche und räumliche Verteilung von Hochwasserereignissen. Sperrwerke können im Hauptstrom und in der Mündung von Seitengewässern durch lokale Verstärkungen der Hochwasserwelle (Schwallwelle) und eine Vergrößerung der Tideamplitude die Brutmöglichkeiten in Vorlandflächen einschränken oder beeinträchtigen.

Die Veränderung bzw. Reduzierung der habitattypischen Dynamik, z. B. durch Küstenschutz-, Strom- und Wasserbaumaßnahmen, kann für auf diesen Lebensraum spezialisierte Arten zu einer Minderung der Habitatqualität und -funktionen führen. Soweit Strömungs- und Wasserstandsverhältnisse für Brutmöglichkeiten, Mauser und Nahrungserwerb von Vogelarten relevant sind, ergeben sich spezifische Empfindlichkeiten.

Ähnliches gilt für alle Vogelarten, deren (Teil-)Habitate durch bestimmte Grundwasserverhältnisse mit geprägt werden. Sei es z. B. im Hinblick auf die Stocherfähigkeit des Bodens oder die Bindung an bestimmte Vegetationsstrukturen feuchter Standortverhältnisse. Beeinträchtigungen ergeben sich insbesondere aus eingriffsbedingten Veränderungen, die Verschiebungen außerhalb von artspezifischen Toleranzbereichen hervorrufen. Auch die Veränderung der hydrologischen Verhältnisse kann zu einer Minderung der Habitatqualität und -funktionen für die Art führen.

Konsequenzen der Veränderungen hydrologischer bzw. hydrodynamischer Verhältnisse 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.

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

Die ursprüngliche Verbreitung der Saatkrähe erstreckt sich über Steppenlandschaften mit Weidebetrieb und Feuchtstellen (Bezzel 1993:557). Dementsprechend liegen die Schwerpunkte der Verbreitung in Deutschland noch heute in feuchten von Weidegrünland geprägten Marschen oder Flusstälern (Gedeon et al. 2014:406).

3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse

"Bei dieser Art fällt auf, daß sich ihre Brutkolonien häufig in größeren Niederungen mit Gewässernähe befinden."

3-4 Veränderung der hydrochemischen Verhältnisse (Beschaffenheit)

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.

3-5 Veränderung der Temperaturverhältnisse

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.

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

Hinweise auf Empfindlichkeiten gegenüber anderen standortrelevanten Faktoren im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkungen sowie Mortalität sind prinzipiell mit den entsprechenden anlage- und betriebsbedingten Beeinträchtigungen vergleichbar (vgl. Wirkfaktoren 4-2 und 4-3) und werden i. d. R. nur durch andere Elemente (z. B. Baustraßen, Bauzäune, Baukräne, Bautätigkeiten) ausgelöst. Dazu zählen auch die Vogelverluste, die z. B. im Rahmen der Baufeldfreimachung bzw. -räumung (Vegetationsbeseitigung, Baumfällungen, Bodenabtrag etc.) oder die Brutverluste, die durch baubedingte Störwirkungen auftreten (vgl. hierzu z. B. Bernotat & Dierschke 2021, Teil II.6).

Baubedingte Einwirkungen sind in ihrer Dauer i. d. R. beschränkt und häufig durch zeitliche oder räumliche Steuerung zumindest teilweise zu vermeiden oder zu mindern.

Die möglichen Konsequenzen für die Individuen und Bestände sind daher prinzipiell ebenfalls vergleichbar, in ihrer Intensität jedoch auf Grund der befristeten Dauer meist geringer.

4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Saatkrähenkolonien befinden sich oft in Baumgruppen im innerstädtischen Bereich sowie in straßen- und uferbegleitenden Pappelreihen und anderen ähnlich exponierten Gehölzen. Ihre Brutstätten sind damit besonders häufig unmittelbaren baubedingten Gefährdungen ausgesetzt.

4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bei der Wirkungsprognose sind die qualitativen und quantitativen Betroffenheiten der Art durch baubedingte Mortalität und/oder Barrierewirkungen einzuschätzen. Dabei sind die Wirkintensität des Projekts und seiner Bestandteile und die Empfindlichkeit der betroffenen Arten zu analysieren.

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

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

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

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

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

Nähere Ausführungen hierzu finden sich ggf. unter den Wirkfaktoren 4-2 (Anlagebedingte Mortalität) oder 4-3 (Betriebsbedingte Mortalität).

4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

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

Nähere Ausführungen hierzu finden sich ggf. unter den Wirkfaktoren 4-2 (Anlagebedingte Mortalität) oder 4-3 (Betriebsbedingte Mortalität).

4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

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

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

Wichtig für die Erheblichkeitsbeurteilung sind zudem die funktionale Bedeutung der einzelnen betroffenen Flächen bzw. räumlich-funktionalen Beziehungen sowie die zeitliche Dimension der Beeinträchtigung (Zeitpunkt, Häufigkeit und Dauer).
Soweit die Bestände der Art und ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Erheblichkeitsschwelle grundsätzlich bei jeder signifikanten Barrierewirkung zwischen Teilhabitaten im Gebiet überschritten. Im Einzelfall gilt dies auch bei Barrierewirkungen zwischen dem Schutzgebiet und seiner Umgebung bzw. zwischen verschiedenen Schutzgebieten, sofern hierbei maßgebliche räumlich-funktionale Beziehungen signifikant beeinträchtigt werden.

Bei der Beurteilung der baubedingten Barrierewirkung und Mortalität ist zu berücksichtigen, dass sie in der Regel nur über einen relativ kurzen Zeitraum besteht. Andererseits resultieren die Beeinträchtigungen häufig aus der Zerstörung von Fortpflanzungsstätten bzw. Nestern zur Brutzeit. Dies gilt es möglichst durch geeignete Vermeidungsmaßnahmen zu verhindern (z. B. Bauzeitenfenster). In diesem Zusammenhang sollten auch die artenschutzrechtlichen Verbotstatbestände entsprechend berücksichtigt werden.

Für die Bewertung einer projektbedingt erhöhten Mortalität sind verschiedene artspezifische und populationsbezogene Parameter einzubeziehen. Dazu zählen die natürliche Reproduktionsrate und Sterblichkeit, durchschnittliches Lebensalter der Tiere, Bestandsgrößen und allgemeine Gefährdungssituation.

Tendenziell sind Arten mit hoher Lebenserwartung und geringerer Reproduktionsrate (K-Strategen) und/oder geringeren Beständen im Schutzgebiet bzw. einer Gefährdungseinstufung und ohnehin negativer Populationsentwicklung stärker beeinträchtigt als Arten mit geringer Lebenserwartung und hoher Reproduktionsrate (r-Strategen) und/oder großen Beständen im Schutzgebiet bzw. einer allgemein weiten Verbreitung und fehlenden Gefährdung in Deutschland (vgl. auch Hüppop et al. 2005a, Kahlert et al. 2005:49, Hötker et al. 2004:48, Lambrecht et al. 2004b:332, Horch & Keller 2005:18).

Nähere Ausführungen hierzu finden sich ggf. unter den Wirkfaktoren 4-2 (Anlagebedingte Mortalität) oder 4-3 (Betriebsbedingte Mortalität).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Eine anlagebedingte Barrierewirkung kann einerseits durch technische Bauwerke bzw. anlagebezogene Bestandteile eines Vorhabens, andererseits aber auch durch veränderte Landschaftsstrukturen hervorgerufen werden. Zusätzlich können andere Faktoren (s. unter Wirkfaktorgruppe 5) zu Störung bzw. Meidung bestimmter Bereiche beitragen und somit eine Barrierewirkung herbeiführen oder verstärken. Barrierewirkungen führen zu Lebensraumzerschneidung und somit u. a. zur Beeinträchtigung bzw. zur Trennung von räumlich-funktionalen Beziehungen (z. B. zwischen Brut- und Nahrungshabitat) sowie zu Verlagerungen von Teilhabitaten bis hin zur Aufgabe der betroffenen Brut- und Rastgebiete. Die im Wesentlichen auf visuelle Störwirkungen zurückzuführenden Empfindlichkeiten und Wirkzusammenhänge, u. a. auch betriebsbedingte Störreize durch Rotorbewegungen von WEA, werden unter Wirkfaktor 5-2 beschrieben.

Weiterhin können bauliche Anlagen wie Windparks oder Freileitungen auf Flugwegen v. a. während des Zuges als Hindernisse wirken, die über- bzw. umflogen werden müssen (Hoerschelmann et al. 1988, Rodts 1999, Isselbächer & Isselbächer 2001, Desholm 2003, Horch & Keller 2005, Masden et al. 2009, Aumüller et al. 2013). Auch Funktürme werden bei guter Sicht weiträumig umflogen (Schmiedel 2001). An WEA sind Ausweichflüge für 81 Vogelarten nachgewiesen (Hötker et al. 2004, Hötker et al. 2005). Je nach Anzahl, Ausrichtung zur Hauptzugrichtung und Seitenlänge der Hindernisse ergeben sich durch die Ausweichbewegungen entlang des Zugweges mehr oder weniger lange Umwege und dadurch Energiemehrkosten für die ziehenden Vogelindividuen. Zucco & Merck (2004) zitieren Beobachtungen von Pettersson (2003), wonach WEA im Herbst und nachts am weiträumigsten umflogen werden. Umfliegungen oder sogar Umkehrreaktionen während des Zuges können jedoch auch durch natürliche Ursachen wie z. B. Schauergebiete ausgelöst werden und gehören damit prinzipiell zum normalen Verhaltensrepertoir von Zugvögeln. Nach Berthold (2000) bewegen sich Nonstop-Flugleistungen - auch von Singvögeln - mehrheitlich in Größenordnungen über 1.000 km. Zugverlängerungen durch Umfliegungen von Hindernissen sind vor dem Hintergrund bekannter Flugleistungen von Zugvögeln zumindest an Land zu relativieren und im Regelfall als vernachlässigbar einzustufen.

Im Offshore-Bereich stellen sich die Verhältnisse vor dem Hintergrund des derzeit sehr intensiv geplanten und durchgeführten Ausbaus der Windenergienutzung möglicherweise gravierender dar, insbesondere wenn die Auswirkungen von WEA kumulativ entlang von Zugrouten betrachtet werden (Masden et al. 2009, Poot et al. 2011). Barriereeffekte können für Landvögel im Offshore-Bereich von essentieller Bedeutung sein, da sich insbesondere bei widrigen Wetterbedingungen (starke Winde aus ggf. ungünstiger Richtung, die Orientierung erschwerende Niederschläge, geringe Sichtweiten und hohe Bedeckungsgrade) keine Rastmöglichkeit ergibt und eine Umkehr je nach Entfernung zur Küste mit enormen Energieverlusten verbunden ist. Bloßes Umfliegen eines einzelnen Windparks ist mit relativ geringen Energieverlusten verbunden, die kumulative Wirkung vieler Windparks kann nach Aumüller et al. (2013b) die Vögel aber ggf. derart schwächen, dass sie schlimmstenfalls die Küste nicht mehr erreichen oder etwa zu wenig Energie für eine erfolgreiche Brut oder Überwinterung haben.

Eine Barrierewirkung ist auch dann als beeinträchtigend zu bewerten, wenn es sich um regelmäßig (z. B. täglich) erforderliche Ausweichflüge z. B. zwischen Brutplatz und Nahrungshabitat (z. B. Weiß- oder Schwarzstorch) oder zwischen Schlafplatz und Nahrungshabitat (z. B. Gänse, Schwäne oder Kraniche in Rastgebieten) handelt, die zudem häufig in niedrigeren Höhen durchgeführt werden. Regelmäßig genutzte Korridore zu Schlafplätzen stellen besonders empfindliche Funktionsräume dar (vgl. z. B. auch Landesamt für Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein 2008, NLT 2013).

Die anlagebedingte Mortalität / Tötung von Vögeln ist regelmäßig auf eine Kollision von Individuen mit baulichen Projektbestandteilen zurückzuführen. Vielfach können Hindernisse, insbesondere in der Nacht, bei Nebel, starkem Regen oder Schneefall und bei schnellen Fluchtreaktionen, nicht rechtzeitig erkannt werden. Zum Teil wird das Risiko durch Beleuchtungseinrichtungen noch verstärkt, da Vögel nachts auf helle Objekte zusteuern bzw. davon irritiert werden (vgl. Wirkfaktor 5-3) (Drewitt & Langston 2008, European Commission 2011, Furness et al. 2013). Die Kollisionsrisiken sind einerseits artspezifisch und andererseits abhängig vom Projekttyp sowie den konkreten räumlichen Konstellationen (s. nachfolgende Datensätze).

Ein häufig nicht erkanntes bzw. unterschätztes Mortalitätsrisiko stellen - zumeist für Jungvögel - fallenartig wirkende Anlagen dar, wie z. B. steilwandige Gräben, Gruben, Schächte oder Schornsteine, aus denen die Opfer nicht mehr entkommen können und darin verenden. Als Sonderfall ist zudem der Stromschlag an Mittelspannungsleitungen zu erwähnen.

Barrierewirkungen und Mortalität können - abhängig vom Umfang - zu Verlust von Teilhabitaten, Verringerung des Bruterfolgs, zu Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. zum Erlöschen lokaler (Teil-)Populationen führen.

Für die Mortalität von Vögeln ist v. a. die Kollision an A: Windenergieanlagen, B: Energiefreileitungen, C: Türmen/Sendemasten, D: Brücken/Tragseilen, E: Glasscheiben und F: Zäunen relevant. Die nachfolgenden Datensätze sind - sofern für die Art relevant - nach diesen Anlagentypen gegliedert. Weitere anlagebedingte Tötungsrisiken gehen von Gezeiten- und Wellenkraftwerken für tauchende Seevogelarten aus (Grecian et al. 2010, Furness et al. 2012, Savidge et al. 2014).
Die Mortalität an Leuchttürmen wird unter Wirkfaktor 5-3 behandelt.

Eine umfangreiche, kommentierte und mit Index versehene Bibliographie zur Mortalität von Vögeln an Freileitungen, Drähten, Türmen, Windrädern, Zäunen und anderen baulichen Strukturen wurde von der California Energy Commission (1995) herausgegeben, die in einer kommentierten Online-Datenbank weitergeführt wurde. Diese findet sich unter:
http://www.energy.ca.gov/research/environmental/avian_bibliography/.
Vgl. z. B. auch Übersichten bei Erickson et al. (2005), Drewitt & Langston (2008) bzw. Langston et al. (2013).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Relevanzeinstufung für die Art erfolgte aufgrund der "hohen" vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung durch Stromtod an Freileitungen (Bernotat & Dierschke 2016; siehe unten stehende Datensätze).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

A: Mortalität an Windenergieanlagen

Windenergieanlagen führen je nach räumlicher Lage und Exposition und auch in Abhängigkeit vom Anlagentyp (z. B. Beton- oder Gittermasten) zu Vogelschlagverlusten. Es gibt inzwischen europaweit genügend dokumentierte Fälle, die belegen, dass von Windenergieanlagen eine tödliche Gefahr für nahezu alle Vogelarten ausgeht, wobei hohe artspezifische Unterschiede des Risikos festgestellt wurden (vgl. z. B. Dürr 2004, Garthe & Hüppop 2004, Hötker et al. 2005, Hötker 2006, Krijgsveld et al. 2009, Furness et al. 2013, Langgemach & Dürr 2013, Mannerla 2013).

Die Mortalität durch Kollisionen kann anlage- und betriebsbedingt auftreten, entsprechend der Hinderniswirkung der Masten als bauliche Anlagen und der im Betrieb beweglichen Rotoren. Zum Teil reichen bereits die zwischen den Rotorblättern entstehenden Turbulenzen, um einen Vogel im Flug zu beeinträchtigen (vgl. z. B. Rodts 1999). An Gittermasten wird von Akkermann (1999) ein größeres Kollisionsrisiko als an glatten Masten angenommen, da sie zusätzliche Sitzwarten anbieten. Verschiedene Studien konnten diesen Zusammenhang in vergleichenden Untersuchungen jedoch nicht bestätigen (Barrios & Rodriguez 2004, Hötker 2008, Powlesland 2009). Trotzdem empfiehlt die Europäische Kommission (European Commission 2011: 84) die Vermeidung von Gittermasten.

Während des Zuges kann das Tötungsrisiko bei Bildung niedriger Wolkenschichten und Nebel steil ansteigen, wenn die Vögel größere Zughöhen verlassen. Zudem werden Zugvögel nachts von der Beleuchtung der Anlagen angelockt und können damit in den Rotorbereich gelangen. In der überwiegenden Zahl der von den Autoren ausgewerteten Studien wurden Kollisionsraten zwischen 0 und mehr als 30 Vögeln pro WEA und Jahr ermittelt (Hötker et al. 2005). Hier ist zu berücksichtigen, dass dies aus methodischen Gründen nur eine Teilmenge der Opferzahl darstellt; Füchse, Rabenvögel und andere Aasfresser sammeln Anflugopfer ab, bevor diese gefunden werden können (Dürr 2004).

Grundsätzlich verringert sich das Kollisionsrisiko bei Rückenwind, da Vögel dann deutlich höher ziehen und damit die Anlagen überfliegen. Generell spielt dabei aber auch die Windstärke eine entscheidende Rolle, da sie die Manövrierfähigkeit und das rechtzeitige Erkennen von Hindernissen direkt beeinflusst. Da nachtziehende Vögel höher ziehen als Tagzieher, ist deren Kollisionsrisiko möglicherweise geringer. Bruderer & Liechti (2004) quantifizieren für Radardaten aus der Schweiz und Süddeutschland, dass im Mittel 15-25 % des Nachtzuges in den untersten 200 m über dem Boden stattfinden. Für den Tagzug deuten sich höhere Anteile der Zugaktivitäten im Bereich unter 200 m an. Besonders in Schlechtwetterphasen oder bei Gegenwind vermuten die Autoren einen großen Anteil des Vogelzugs im bodennahen Bereich (unter 200 m), womit sich das Kollisionsrisiko deutlich erhöht. Zusätzlich wird auf mögliche, topologisch bedingte "erhebliche lokale Konzentrationen des Zuges" (Bruderer & Liechti 2004) hingewiesen, die ebenfalls das Kollisionsrisiko erhöhen können (s. a. Barrios & Rodriguez 2004, Drewitt & Langston 2008, Krijgsveld et al. 2009).

Eine vom BfN beauftragte Studie zur Wirksamkeit von Maßnahmen gegen Vogelkollisionen an Windenergieanlagen (Blew et al. 2018) gibt einen Überblick zum derzeitigen Wissensstand. Im Rahmen dieses Forschungs- und Entwicklungsvorhabens werden praxistaugliche, mehr oder weniger wirksame Vermeidungsmaßnahmen von derzeit für die Anwendung in der Praxis nicht oder nur sehr eingeschränkt geeigneten Maßnahmen unterschieden.

Es ist noch nicht konkret abschätzbar, inwieweit die mittlerweile bei modernen Anlagen erreichten Anlagenhöhen von 200 m und eine von den Rotorblättern überstrichene Fläche von mehr als 1 ha zu weiter steigenden Kollisionsrisiken führen. Hötker (2006) nimmt jedenfalls eine verstärkte Kollisionsgefahr für Vögel in Folge des Repowering von Windenergieanlagen an.

Differenzierte Ausführungen zur Mortalität von Vögeln an Windenergieanlagen, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:
Bundesamt für Naturschutz (2000), Isselbächer & Isselbächer (2001a,b), Bergen (2001), Erickson et al. (2001), Johnson et al. (2002), Breuer (2002), Richarz (2002), Steffen (2002), Reichenbach (2003, 2004a,b,c), Barrios & Rodríguez (2004), Dürr (2004), Hötker et al. (2005), Traxler et al. (2004), Deutscher Naturschutzring (2005), Horch & Keller (2005), Percival (2005), Dürr & Langgemach (2006), Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten (LAG-VSW) (2007), Drewitt & Langston (2008), LANU SH (2008), Nicolai et al. (2009), Bright et al. (2009), European Commission (2011), Aumüller et al. (2011), Richarz (2011b), Stübing (2011), Bayerisches Staatsministerium des Innern et al. (2011), Ministerium für Energie, Infrastruktur und Landesentwicklung MV (2012), HMUELV & HMWVL HE (2012), Richarz et al. (2012), Illner (2012), Bellebaum et al. (2012, 2013), Langston et al. (2013), LUBW (2013), MKULNV & LANUV NRW (2013), MELUR & LLUR SH (2013), Hötker (2013), Jaehne (2013), Niedersächsischer Landkreistag (2014), Ministerium für Umwelt, Gesundheit und Verbraucherschutz BB (2014), Dorka et al. (2014), Hötker et al. (2014), Bulling et al. (2015), Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten (LAG VSW) (2015), Ministerium für Klimaschutz, Umwelt, Landwirtschaft, Natur- und Verbraucherschutz NRW (2015), Ministerium für Ländlichen Raum und Verbraucherschutz BW (2015), LUBW (2015), Reichenbach et al. (2015), Niedersächsisches Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz (2016), Grünkorn et al. (2016), Bernotat & Dierschke (2016), Richarz (2016), MELUR & LLUR SH (2016), MULNV NRW & LANUV NRW (2017), LAG-VSW (2017), Hötker (2017), de Lucas & Perrow (2017), Smales (2017), Blew et al. (2018), Werner et al. (2019), Ammermann et al. (2020), HMUKLV & HMWEVW (2020), UM BW & LUBW (2021), LfU BY (2021), Langgemach & Dürr (2021) oder Bernotat & Dierschke (2021, Teil II.3).


Sammelbände: Bundesamt für Naturschutz (2000), TU Berlin (2002), BUND (2004), Hötker (Hrsg. 2008).
Bibliographien: Schubert (2000), Bundesamt für Naturschutz (2006).

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

Im Rahmen der Arbeitsteilung innerhalb der Länderarbeitsgemeinschaft der deutschen Vogelschutzwarten (LAG-VSW) dokumentiert die Staatliche Vogelschutzwarte in Brandenburg datenbankgestützt bundesweit alle Meldungen von an WEA verunglückten Vögeln und Fledermäusen, abrufbar unter: http://www.mugv.brandenburg.de/cms/detail.php/bb2.c.451792.de.

Besondere Risiken Offshore:

Das Kollisionsrisiko über See ist u. a. wegen der schlechteren akustischen Wahrnehmbarkeit und der größeren Höhe der Anlagen sowie geringeren Flughöhen - insbesondere bei Gegenwind - deutlich größer einzuschätzen als über Land (z. B. Exo et al. 2002). Inwieweit die akustische Wahrnehmbarkeit tatsächlich Kollisionen verhindern kann, ist nicht bekannt. Ein weiteres Problem der Offshore-Windenergieanlagen ergibt sich aus deren nächtlicher Beleuchtung. Diese kann viele nachts ziehende (Land-)Vögel bei Nebel- und Wolkenbildung zum anhaltenden Umkreisen der Anlagen veranlassen, was die Wahrscheinlichkeit erhöht, zu kollidieren (Aumüller et al. 2011, Hill et al. 2014) oder aufgrund von Erschöpfung zu ertrinken. Anlockwirkungen von Licht und dadurch ausgelöste Erschöpfungsflüge werden unter Wirkfaktor 5-3 behandelt.

Hüppop et al. (2006) stellten bei Radaruntersuchungen in der Deutschen Bucht fest, dass fast die Hälfte der bis in eine Höhe von 1,5 km erfassten Vögel in "gefährlichen" Höhen bis 200 m fliegen (almost half of the birds fly at "dangerous" altitudes). Diese Aussage behält je nach Jahreszeit und Witterung generell weiterhin ihre Richtigkeit, nachdem die Erfassung am gleichen Standort auf insgesamt neun Jahre ausgedehnt wurde (Hill et al. 2014). Tagsüber zeigten Sichtbeobachtungen von Zugvögeln offshore meist Flughöhen von deutlich unter 50 m (Hill et al. 2014), wobei höher ziehende Tiere durch Sichtbeobachter übersehen werden können. Weitere Aussagen zur Flughöhe von Zugvögeln finden sich bei Krijgsveld et al. (2011), Johnston et al. (2014) sowie bei Bernotat & Dierschke (2021, Teil II.4), die daher bei einem sehr hohem Zugaufkommen (z. B. sog. Massenzugereignissen) im Risikobereich der Rotoren zeitlich begrenzte Abschaltungen fordern.

Insbesondere Nachtzieher sind unter speziellen Wetterverhältnissen (z. B. Nebel, komplette Bedeckung, starke Winde) großen Kollisionsverlusten an Offshore-Bauwerken ausgesetzt. Besondere Gefährdungen ergeben sich, wenn zuvor gute Zugbedingungen mit Rückenwind herrschten, massenhaft Landvögel den Zug über See angetreten hatten und das Wetter sich dann rasch und drastisch verschlechtert (Hüppop et al. 2009, Ballasus et al. 2009, Bellebaum et al. 2010, Aumüller et al. 2011, Hill et al. 2014).

Spezielle Informationen zum Themenfeld der Offshore-Windenergieanlagen finden sich z. B. in:
Guillemette et al. (1998, 1999), Percival (2001), Exo et al. (2002), Dierschke (2003), Dierschke et al. (2003), Hüppop & Garthe (2003), Garthe & Hüppop (2004), Köppel et al. (2004), Hüppop et al. (2005a,b,c), Pettersson (2005), Merck (2006), Hüppop et al. (2006), Bellebaum et al. (2008), Neumann et al. (2009), Hüppop et al. (2009), Ballasus et al. (2009), Bellebaum et al. (2010), Mendel & Garthe (2010), Kubetzki et al. (2011), Aumüller et al. (2011), Krijgsveld et al. (2011), Hill et al. (2014), Masden & Cook (2016), Skov et al. (2016), Cook et al. (2018), Busch & Garthe (2018), Kleyheeg-Hartman et al. (2018), Skov et al. (2018), Welcker & Vilela (2018), Bruderer et al. (2018), Hüppop et al. (2019b), King (2019), Thaxter & Perrow (2019), Cook & Masden (2019), Molis et al. (2019), Harwood & Perrow (2019), Aumüller et al. (2019), Welcker & Vilela (2019), Welcker (2019), Kulik et al. (2020) oder Bernotat & Dierschke (2021, Teil II.4).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bisher liegen in der zentralen Fundkartei der Staatlichen Vogelschutzwarte im Landesumweltamt Brandenburg für Schlagopfer an WEA europaweit 16 Nachweise und deutschlandweit 6 Nachweise von Saatkrähen vor (T. Dürr schriftl.; Stand: Dezember 2015; aktuelle Schlagopferzahlen sind abrufbar unter: http://www.lugv.brandenburg.de/cms/detail.php/bb1.c.312579.de).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bernotat & Dierschke (2016) haben für alle heimischen Vogelarten jeweils das Kollisionsrisiko an Freileitungen, Straßen, Windenergieanlagen sowie das Stromtodrisiko an Mittelspannungsleitungen in einer 5-stufigen Skala von sehr gering bis sehr hoch eingestuft.
In diese den Stand des Wissens zusammenfassenden Bewertungen sind Totfundzahlen, Kenntnisse zur Biologie und zum Verhalten der Art, bislang publizierte Einstufungen sowie eigene Einschätzungen eingeflossen.

Die Saatkrähe weist danach im Hinblick auf WEA ein "sehr geringes" Kollisionsrisiko auf.

Dieses Kollisions- bzw. Tötungsrisiko wurde von den Autoren dann mit der allgemeinen Mortalitätsgefährdung (MGI) der Art zu einer vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung (vMGI) aggregiert. Diese stellt das maßgebliche Klassifizierungssystem für die Einstufung von Arten hinsichtlich ihrer Empfindlichkeit gegenüber zusätzlicher anthropogener Mortalität dar und ist in FFH-VP-Info unter der Auswertekategorie 5 als Grundlage zur Bewertung der Erheblichkeit von Beeinträchtigungen wiedergegeben.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

B: Mortalität an Energiefreileitungen

Energiefreileitungen können in Abhängigkeit von Lage und Verlauf zu hohen Verlusten unter Vögeln führen. Die Mortalität kann aus Stromschlag oder Leitungsanflug resultieren. Stromschlag entsteht aus der Überbrückung von Spannungspotenzialen entweder als Kurzschluss zwischen Leitungen verschiedener Spannung oder als Erdschluss zwischen spannungsführenden und geerdeten Bauteilen. In Deutschland kann es aufgrund der Konstruktion üblicherweise nur bei Mittelspannungsleitungen (1-60 kV) zu Stromschlag kommen. Dort können die kurzen Isolationsstrecken von vielen Arten leicht überbrückt werden. Besonders betroffen sind u. a. jene Arten, die sich regelmäßig zum Rasten auf den Masten und Drähten niederlassen.

Zum Schutz von Vogelarten sind neu zu errichtende Masten und technische Bauteile von Mittelspannungsleitungen nach § 41 BNatSchG 'konstruktiv so auszuführen, dass Vögel gegen Stromschlag geschützt sind' und bestehende Masten und Bauteile mit hoher Gefährdung für Vögel waren bis zum 31.12.2012 zu entschärfen (vgl. hierzu z. B. auch die VDE Anwendungsregel N 4210-11). Wirksame Vermeidung vorausgesetzt, sollte daher zukünftig nur noch die aus Leitungsanflug resultierende Mortalität relevant sein. Allerdings wurden die Oberleitungsanlagen der Eisenbahn aus der gesetzlichen Regelung ausgenommen und Untersuchungen belegen, dass bei der Entschärfung vorhandener Mittelspannungsmasten noch immer Defizite bestehen (NABU 2013, Breuer & Brücher 2014).

Hoerschelmann (1997) schätzt nach Auswertung von Quellen, dass an Leitungen in vorwiegend von Grünland beherrschten Niederungs-/Feuchtgebieten mit starkem Vogelzug und hohen Rastbeständen jährlich pro Leitungskilometer zwischen 200 und 700 Vögel durch Anflug zu Tode kommen (vgl. auch Richarz 1998). Leitungen in 'normalen', durchschnittlich strukturierten mitteleuropäischen Kulturlandschaften ohne besondere Attraktivität für größere Vogelansammlungen sind dagegen weit ungefährlicher. Hier liegt das Vogelschlagrisiko mehrere Größenordnungen niedriger und erreicht durchschnittlich etwa 5 bis max. 10 Vögel/Jahr pro Trassenkilometer (vgl. z. B. auch Bernshausen et al. 1997:88). In Gebieten mit einer mittleren avifaunistischen Bedeutung kommt es zu Verlusten in einer Größenordnung von etwa 50 bis maximal 100 Vögel/Jahr pro Trassenkilometer (Pott 2007).

Im Hinblick auf das Vogelschlagrisiko ist dabei nicht nur das absolute Vogelaufkommen relevant, sondern ebenfalls Lage und Verlauf der Freileitung in der Landschaft (Details z. B. Bernshausen et al. 2000:375).

Kollisionen durch Anflug können prinzipiell bei jedem Typ von Freileitung stattfinden, da Vögel Entfernungen zu solchen in der Natur fehlenden Strukturen nur schwer abschätzen können (vgl. z. B. Richarz et al. 2001:116ff.). Leitungstrassen mit hohen Unfallraten liegen v. a. in Durchzugs- und Rastgebieten mit großen Vogelzahlen (Lösekrug 1997, zit. in Richarz et al. 2001:124). In Europa wurden Opfer von 178 Arten aus 44 Familien unter Freileitungen gefunden, darunter neben häufigen Arten auch seltene Durchzügler, Wintergäste und stark bedrohte Brutvögel (Marti 1998:16). Während Stromschlag v. a. bei größeren Arten vorkommt, gibt es Kollisionen bei Vögeln aller Größenklassen (Marti 1998:9). Der größte Anteil betrifft aber auch hier große bis mittelgroße Arten. Besonders gefährdet sind Arten mit schlechtem dreidimensionalen Sehvermögen, insbesondere große und schwere Arten, die daher nur schwer schnell und kurzfristig manövrieren können. Darüber hinaus wird das Kollisionsrisiko bei Arten erhöht, die in großen und dichten Schwärmen fliegen (z. B. Gänse, Möwen). Eine differenzierte Auswertung des artspezifischen Anflugrisikos findet sich z. B. bei Prinsen et al. (2011) bzw. European Commission (2014) oder auf Artniveau bei Bernotat & Dierschke (2021).

Als besonders durch Leitungsanflug gefährdete Arten werden danach v. a. Trappen, Störche, Kraniche, Reiherartige, Wat- und Schnepfenvögel, Raufußhühner, Schwäne, Gänse, Enten, Taucher, Säger, Rallen, Möwen und Seeschwalben genannt. Bei Greifvögeln kann es im Regelfall nur bei großen Arten im unmittelbaren Horstumfeld und/oder bei größeren traditionellen Schlafplatzansammlungen zu erhöhten Konflikten kommen. Arten wie Fischadler, Wanderfalke, Baumfalke oder Turmfalke brüten andererseits regelmäßig erfolgreich auf (gegenüber Stromschlag ungefährlichen) Strommasten. Für Eulen besteht eine planerische Relevanz nur bei größeren regelmäßigen Schlafplatzansammlungen, beim Star nur bei sehr großen Ansammlungen an tradierten Schlafplätzen und bei den Pelagen wie Basstölpel, Eissturmvogel, Trottellumme nur im Umfeld der Kolonien.

Auch wenn bei der Darstellung potenziell betroffener Arten meist ganze Artengruppen genannt wurden, muss das konkrete Vogelschlagrisiko immer auf Ebene der einzelnen Art betrachtet werden, da auch Vertreter derselben Artengruppe starke Unterschiede in ihrer Verhaltensökologie, Habitatnutzung und dem damit einhergehenden Flugverhalten - und somit auch im potenziellen Vogelschlagrisiko - zeigen.

Differenzierte Ausführungen zur Mortalität von Vögeln an Energiefreileitungen, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:
Scott et al. (1972), Renssen (1977), Heijnis (1980), Haas (1980), Grosse et al. (1980), Hoerschelmann et al. (1988), Haas & Mahler (1992), Hadasch (1993), Bevanger (1994, 1998), Richarz & Hormann (1997), Bernshausen et al. (1997:59ff.), Hoerschelmann et al. (1997), Hoerschelmann (1997), Langgemach (1997), Lösekrug (1997), Roig-Soles & Navazo-Lopez (1997), Marti (1998), Alonso (1999), Sossinka (2000), Guyonne (2000), Janss & Ferrer (2000), Sudmann (2000), Bernshausen et al. (2000:373ff.), Janss (2000), Richarz (2001a), Crowder & Rhodes (2001), Schumacher (2002), Brauneis et al. (2003:69ff.), Haas et al. (2003), Fangrath (2004:295ff.), NABU (2005), Rubolini et al. (2005), APLIC (2006), Bernshausen et al. (2007:5ff.), ARGE Kollisionsrisiko Kranich (2007), Drewitt & Langston (2008), Frost (2008), GFN et al. (2009), Murphy et al. (2009), Ventana Wildlife Society (2009), Jenkins et al. (2010), Martin & Shaw (2010), Rollan et al. (2010), Shaw et al. (2010), Garcia-del-Rey & Rodriguez-Lorenzo (2011), Jenkins et al. (2011), Martin (2011), Perez-Garcia et al. (2011), Raab et al. (2011), Richarz (2011), Prinsen et al. (2011), Barrientos et al. (2011, 2012), Ferrer (2012), Böhmer (2012), APLIC (2012), NABU (2013), Bernshausen & Richarz (2013), Albrecht et al. (2013), Breuer & Brücher (2014), Bernshausen et al. (2014), Forum Netztechnik / Netzbetrieb im VDE (2014), Kalz et al. (2015), Richarz & Bernshausen (2017), Bernotat et al. (2018), Jödicke et al. (2018), Europäische Kommission (2018), Bernadino et al. (2018), Bernotat et al. (2019), Liesenjohann et al. (2019) oder Bernotat & Dierschke (2021).

Arbeitshilfen zur arten- und gebietsschutzrechtlichen Bewertung: Bernotat et al. (2018), Bernotat & Dierschke (2021, Teil II.1 zu Leitungskollision, Teil II.4 zu Stromtod).

Sammelbände: Biebach et al. (1980), Richarz & Hormann (1997), Ferrer & Janss (1999), Haas & Schürenberg (Hrsg. 2008).

Bibliographien: z. B.: California Energy Commission (1995) unter:
http://www.energy.ca.gov/research/environmental/avian_bibliography/index.html.

Hilfreiche Angaben finden sich auch auf der Homepage der NABU-BAG Stromtod unter:
www.birdsandpowerlines.org.

Als bauliche Anlagen im ansonsten Hindernis freien Luftraum können auch Drahtseile von Skiliften, Sesselliften oder Materialseilbahnen in Abhängigkeit der jeweiligen räumlichen Konstellation sowie der Lage der Trassen im Verhältnis zu Schlüsselhabitaten eine bedeutende Mortalitätsgefährdung darstellen. Zu den Opfern gehören in erster Linie Raufußhühner, aber auch andere Vogelarten wie Waldschnepfe, Dreizehenspecht, Steinadler und Kolkrabe (vgl. z. B. Dunkel et al. 2016:14, Nopp-Mayr et al. 2016).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

In einer Zusammenstellung von Totfundzahlen durch Freileitungsanflug geben Bernotat & Dierschke (2016:318ff.) für die Saatkrähe in Europa 3 Totfunde an, davon 2 in Deutschland.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bernotat & Dierschke (2016) haben für alle heimischen Vogelarten jeweils das Kollisionsrisiko an Freileitungen, Straßen, Windenergieanlagen sowie das Stromtodrisiko an Mittelspannungsleitungen in einer 5-stufigen Skala von sehr gering bis sehr hoch eingestuft.
In diese den Stand des Wissens zusammenfassenden Bewertungen sind Totfundzahlen, Kenntnisse zur Biologie und zum Verhalten der Art, bislang publizierte Einstufungen sowie eigene Einschätzungen eingeflossen.

Die Saatkrähe weist danach im Hinblick auf Freileitungen ein "sehr geringes" Kollisionsrisiko auf.

Dieses Kollisions- bzw. Tötungsrisiko wurde von den Autoren dann mit der allgemeinen Mortalitätsgefährdung (MGI) der Art zu einer vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung (vMGI) aggregiert. Diese stellt das maßgebliche Klassifizierungssystem für die Einstufung von Arten hinsichtlich ihrer Empfindlichkeit gegenüber zusätzlicher anthropogener Mortalität dar und ist in FFH-VP-Info unter der Auswertekategorie 5 als Grundlage zur Bewertung der Erheblichkeit von Beeinträchtigungen wiedergegeben.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Zwischen September und Dezember 2004 wurde entlang von ca. 140 km Energiefreileitungen in vier Important Bird Areas (IBA) in Südbulgarien die Vogelmortalität untersucht. Dabei konnten vier tote Saatkrähen mit Verdacht auf Tötung durch Stromschlag registriert werden.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

C: Mortalität an Türmen und Masten

Türme und Masten können zu massiven Vogelverlusten führen. Auch hier ereignen sich die Unfälle v. a. während der Zughöhepunkte nachts und/oder bei schlechten Sichtverhältnissen. Sofern vorhanden, tragen auch Drahtverspannungen wesentlich mit zur Vogelmortalität bei.

Es ist nachgewiesen, dass die häufig an Türmen/Masten befindlichen Beleuchtungseinrichtungen (z. B. zur Flugsicherheit) ebenso wie an anderen technischen Bauten zu Irritationen und zu zusätzlich erhöhter Mortalität führen können (s. Wirkfaktor 5-3).

In einer 29-jährigen Studie zwischen 1955 und 1983 an einem zwischen 90 und 308 m hohen Fernsehturm in Florida wurden z. B. 44.000 Vogelopfer aus 186 Arten festgestellt. 94 % waren Zugvögel, deren Bestände zum Teil stark rückläufig sind. Dabei lagen die jährlich gefundenen toten Vögel bei bis zu 4.357 Individuen (Crawford & Engstrom 2001). An einem anderen Sendemast verendeten in einer einzigen Nacht 12.000 Vögel (Hüppop 2004). Auch eine Untersuchung zwischen 1974 und 1976 an einem 194 m hohen Sendemast auf Sylt hat im Verlauf einzelner Zugnächte sehr hohe Verlustzahlen (zw. 37 und ca. 458 Individuen) aus insgesamt 44 Arten nachgewiesen (Kelm 1978).

Eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele zur Mortalität von Vögeln an (Fernmelde-) Türmen/-masten findet sich z. B. bei Crawford & Engstrom (2001).

Zentrale Informationen im Internet finden sich z. B. auf der Homepage des US Fish & Wildlife Service und des Ornithological Council unter http://www.towerkill.com.

Bibliographien: z. B.: California Energy Commission (1995) unter:

http://www.fws.gov/migratorybirds/CurrentBirdIssues/Hazards/towers/tower.html,
http://www.energy.ca.gov/reports/avian_bibliography.html.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

D: Mortalität an Brücken

Die Mortalität an Brücken resultiert aus Kollisionen mit dem Bauwerk bzw. je nach Bauweise v. a. auch aus Kollisionen mit den Abspannungen durch Kabel bzw. Seile. Auch an anderen baulichen Anlagen mit Seilen bzw. Drähten sind entsprechende Vogelverluste nachgewiesen (z. B. Seilbahnen, Skiliftanlagen).

Bei Brücken der Verkehrsinfrastruktur kommt zudem betriebsbedingte Mortalität durch den jeweiligen Verkehrsträger hinzu (s. Wirkfaktor 4-3). Die anlagebedingte Mortalität an Brücken ähnelt zum einen der Mortalität an Türmen / Masten bzw. anderen Bauwerken zum anderen - aufgrund der Verspannungen - jener an Energiefreileitungen. Daher können ggf. die diesbezüglich wissenschaftlich besser abgesicherten Kenntnisse in gewissem Umfang herangezogen werden. Insbesondere Schrägseilbrücken können offensichtlich zu hohen Mortalitätsraten führen. Es ist nachgewiesen, dass Beleuchtungseinrichtungen an technischen Bauten und somit auch an Brücken zu erhöhter Mortalität und zusätzlichen Störwirkungen führen können. Auf die Problematik von Empfindlichkeiten gegenüber Licht bzw. Anlockung durch Beleuchtung wird unter Wirkfaktor 5-3 eingegangen.

Da viele (Wasser-)Vögel Wasserläufe als Leitlinien nutzen, stehen Brückenbauwerke per se der Hauptflugrichtung entgegen. Je nach Geländerelief, Art des Gewässers sowie Dimension und Konstruktion des Brückenbauwerkes ergibt sich hieraus ein unterschiedlich hohes Mortalitätspotenzial.

Da Brücken vielfach im Bereich der Küste, der Fließgewässer und Auen notwendig sind, sind hier zum einen häufiger schlechte Sichtverhältnisse durch Nebel gegeben, zum anderen sind diese Gebiete vielfach wertvolle Lebensräume und/oder wichtige Flug-/Zugkorridore und Konzentrationsbereiche für Vögel.

Brücken in Tallagen stellen ggf. Bauwerke mit einer gewissen Riegelfunktion dar, da sie schwer umflogen werden können. Zumindest beim (energiesparenden niedrigen) Überfliegen kann es dann zu einer erhöhten anlage- oder verkehrsbedingten Mortalität kommen.

Eine Zusammenstellung einiger Fakten und Beispiele zur Mortalität von Vögeln an Brücken / Schrägseilbrücken findet sich z. B. im Zusammenhang mit Untersuchungen und Prognosen zur Fehmarnbelt-Querung und zur Öresundbrücke bei Kahlert et al. (2005).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

E: Mortalität an Glasscheiben

Die Mortalität von Vögeln an transparenten Glasscheiben (Fenstern, Fassaden, Gewächshäusern, Balkonen, Wartehäuschen, Wintergärten oder z. B. Lärmschutzwänden) ist vielfach dokumentiert. Glasscheiben stellen eine doppelte Gefahrenquelle für Vögel dar, da sie durchsichtig und als Hindernis nicht zu erkennen sind und zudem je nach Lichtverhältnissen auch die Umgebung widerspiegeln und so nicht vorhandene Habitatstrukturen vortäuschen. Es können auch beide Effekte zugleich wirksam sein. Im Einzelfall sind unterschiedliche Gegenmaßnahmen möglich. Einen Lerneffekt gibt es nicht, da Jungvögel und adulte Tiere offensichtlich gleichermaßen betroffen sind (Kelm 1989). Vor allem beschichtetes Glas kann die vor ihm liegende Umgebung so perfekt spiegeln, dass Bild und Spiegelbild kaum zu unterscheiden sind (Buer & Regner 2002). Demzufolge bestimmt in erster Linie der Anteil von Glasfläche einer Fassade die Häufigkeit von Vogelschlag an Gebäuden, weiterhin die Faktoren Höhe und Länge sowie Fassadentyp eines Gebäudes (Riding et al. 2019). Durch Nischen und Erker strukturierte Fassaden wiesen die höchsten Kollisionsraten aller untersuchten Fassadentypen einer Kleinstadt in Oklahoma, USA, auf (ebda).

Klem (1989) schätzte die Zahl der jährlichen Todesfälle an Glasfenstern in den USA auf mindestens 97,6 Mio. Vögel. Unter den Opfern fanden sich 225 Arten aus 42 Familien und somit 25 % des Artenspektrums der USA und Kanadas. Es fehlten v. a. jene Arten, die ohnehin selten in Gegenden mit anthropogenen Strukturen vorkommen, so dass der Autor zu dem Ergebnis kommt, dass das Problem prinzipiell alle flugfähigen Arten betrifft.

Auch wenn Vögel nach ihrem Aufprall unverletzt erscheinen, gehen viele überlebende Anflugopfer später an inneren Verletzungen ein (ca. 50 %) (vgl. Richarz 2001b:143) oder sie tragen Augenverletzungen davon. Betroffen sind alle Vogelarten, in deren Lebensräume Glasscheiben angebracht werden, also auch seltene und bedrohte Vogelarten wie z. B. Wanderfalke, Eisvogel oder Mittelspecht (ebd.).

Gatter (2000) verweist darauf, dass durch Glasanflüge in Extremfällen die Verluste in bestimmten Gebieten auch größer sein können als die dortige Reproduktion. Kilometerlange Schallschutzwände aus Glas entlang von Straßen, Autobahnen und Bahnlinien stellen zum Teil besonders gravierende Vogelfallen dar. So starben an einer 250 m langen Wand im Tessin in vier Monaten rund 700 Vögel (Richarz 2001b:146). Rodts (2004) hat an Lärmschutzwänden entlang einer französischen TGV-Strecke innerhalb weniger Monate mehr als 5.000 tote Vögel festgestellt, darunter auch seltene Arten wie z. B. Rebhuhn, Eisvogel, Grünspecht, Waldohreule, Sperber, Habicht, Wespenbussard und Baumfalke.

Um Kollisionen weitgehend zu vermeiden, müssen Scheiben flächig bzw. eng markiert, mattiert oder wo möglich durch alternative Materialien ersetzt werden. Die früher vielfach verwendeten Greifvogelsilhouetten haben dagegen keine ausreichende Wirkung. Eckmayr (2001:16) kommt in ihrer Untersuchung zu dem Ergebnis, dass Raster- und Punktemuster relativ unwirksam, ein Streifenmuster bedingt und ein Bändermuster sehr wirksam waren. Auch Schmid & Sierro (2000) konnten nachweisen, dass durch vertikale Streifenmuster die Kollisionen sehr stark reduziert werden. Weiterhin befinden sich UV-Absorber (durchsichtiger Schutzanstrich mit für Vögel erkennbaren UV-Anteilen) in Entwicklung, wobei die Wirksamkeit strittig ist (vgl. Buer & Regner 2002:31ff., Haupt 2011a).

Eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele zur Mortalität von Vögeln an Glasscheiben sowie Hinweise zur Vermeidung und Planung finden sich z. B. bei:
Polz & Schreiber (1986), Löhrl (1987), Bergmann (1989), Klem (1989, 1990a,b), Schmid & Sierro (2000), Richarz (2001b), Eckmayr (2001), Buer & Regner (2002), Rössler & Zuna-Kratky (2004), Rössler (2005), Veltri & Klemm (2005), Ley (2006), Brown et al. (2007), Rössler et al. (2007), Rössler & Laube (2008), Klem (2009), Haupt (2011a), Rössler & Doppler (2011), Grünfelder (2011), Kramer-Rowold & Rowold (2011:107ff.), Zbyryt et al. (2012), Rössler (2012), Schmid et al. (2012), Klem & Saenger (2013), Fiedler & Ley (2013), Elle et al. (2013), Loss et al. (2014), LAG VSW (2017), Steiof et al. (2017), Huggins (2019), Rössler & Doppler (2019), Wegworth (2019) oder LAG VSW (2021).

Die rechtliche Perspektive der Erkenntnisse über Ursachen und Ausmaß von Vogelschlag und Glas stellen Huggins & Schlacke (2019) ausführlich und aktuell dar.

Umfangreiche Informationen zum Thema finden sich auch auf:
http://www.windowcollisions.info/
http://www.flap.org/.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

F: Mortalität an Zäunen

Für einige Vogelarten stellen offensichtlich Zäune verschiedener Bauweisen und Zweckbestimmungen - insbesondere Stacheldraht- und Maschendrahtzäune - einen nicht zu vernachlässigenden Mortalitätsfaktor dar.

Eine besondere Bedeutung als Gefahrenquelle wurde für Stacheldrahtanflüge von Vögeln in der Küstenregion (Kruckenberg & Schulze-Diekhoff 2016) und in großflächigen Grünland-Naturschutzgebieten (Müller 2017) festgestellt. Die Vögel scheinen zumindest in bestimmten Konstellationen (z. B. bei schlechten Wetterverhältnissen, Windturbulenzen) die Zäune nicht als Hindernisse wahrzunehmen und sich im Flug daran zu verletzen bzw. daran hängen zu bleiben. Neben den wenigen publizierten Bilanzen sind zahlreiche undokumentierte Einzelfunde und Verschleppungen durch Raubsäuger anzunehmen.

Hölzinger (1987d:87) stellt fest, dass Weidezäune aus Stacheldraht in der freien Feldflur immer wieder zu Verlusten in der Vogelwelt führen. Besonders betroffen seien größere Wiesenbrüterarten wie Kiebitz und Großer Brachvogel, die in den Stacheldraht-Spießen hängen bleiben und zu Tode kommen. Green et al. (1997:127) geben diese Verlustursache auch für den Wachtelkönig an, stufen sie insgesamt aber als "vernachlässigbar" ein. Gloe (1984) stellte Verluste von Brandenten, Rotschenkeln und Silbermöwen an Stacheldrahtzäunen im Zusammenhang mit den an einem Deich hervorgerufenen Windturbulenzen fest. Müller (2017) dokumentierte zahlreiche Verluste unter Greifvögeln (Mäusebussard) und Eulen (Schleiereule, Waldohreule, Waldkauz, Sumpfohreule, Steinkauz oder Uhu). Allen & Ramirez (1990) recherchierten publizierte Quellen zu dieser Problematik und fanden darin Nachweise zu insgesamt 40 verschiedenen Vogelarten.

Die in der Studie von Kruckenberg & Schulze-Diekhoff (2016) für den Zeitraum 1995-2015 ausgewerteten Funde von Stacheldrahtopfern verteilten sich sogar auf ein Spektrum von 68 Arten. Die Autoren gehen dabei von einem weit verbreiteten Phänomen und von einer sehr hohen Dunkelziffer aus. Letzteres insbesondere für das Binnenland, da das Datenmaterial ausschließlich auf Zufallsfunden basiert. Bei den Opfern überwiegen nach Angaben der Autoren anscheinend große und seltene Arten wie Eulen, Greifvögel und Limikolen, im niedersächsischen Wattenmeer Möwen, Limikolen und Anatiden. Im Küstenraum sind die Nachweise während besonderer Sturmsituationen oder bei der nur zeitweiligen Exposition von Zaunanlagen episodisch oder periodisch verstärkt. Dabei wurden auch Massenanflüge von bis zu 100 Individuen dokumentiert (Heyen pers. Mitt., zit. in Kruckenberg & Schulze-Dieckhoff 2016: 82). In der Untersuchung werden auch Attacken von Prädatoren oder bodennahe Flugmanöver z. B. bei Kiebitz oder Kampfläufer als art- und situationsspezifische erhöhte Gefährdungen angeführt. Stacheldrahtkollisionen stellen aufgrund des Jagdverhaltens entlang linienhafter Strukturen sowie der Dämmerungsjagd offenbar vor allem für Eulen eine große Gefährdung dar (s. artspezifische Datensätze).

Regelmäßig werden Stacheldrahtzäune auch als Ansitz- oder Singwarten in Anspruch genommen, z.B. von Braunkehlchen, Uferschnepfe oder Rotschenkel. Diese Arten sind möglicherweise trotz einzelner Nachweise von Opfern weniger gefährdet. Daher scheint es sich bei der Häufung von Stacheldrahtanflügen bis zu populationsgefährdenden Ausmaßen um ein selektives Problem bestimmter - eher größerer - Arten, spezifischer Verhaltensweisen und spezieller (räumlicher) Konstellationen zu handeln, das nicht ohne Weiteres allgemein übertragbar ist.

Weiterhin sind (forstliche) Maschendrahtzäune offenbar besonders gefährlich für die verschiedenen Raufußhuhnarten, bei denen sie einen hohen und zum Teil populationsgefährdenden Mortalitätsfaktor darstellen. In einer zweijährigen Studie in den schottischen Highlands von Baines & Andrew (2003), die sechzehn Areale mit solchen Maschendrahtzäunen enthielt, wurden 437 Kollisionen von 13 Arten ermittelt. Neben den v.a. betroffenen drei Arten Auerhuhn, Birkhuhn und Schottischem Moorschneehuhn waren auch Ringeltaube, Stockente, Singdrossel, Amsel, Aaskrähe, Gimpel, Krickente, Waldkauz, Alpenschneehuhn und eine nicht näher bestimmte Gänseart unter den festgestellten Opfern. Es wurde auch untersucht, wie effektiv eine Sichtbarmachung der Zäune mit orangefarbenen 'Geflechten' die Kollisionen reduzieren kann. Die Markierung der Zäune führte zu einer signifikanten Reduzierung der Kollisionen, die verbleibenden Kollisionsraten bildeten jedoch insbesondere für das gefährdete Auerhuhn weiterhin einen entscheidenden Mortalitätsfaktor.

Bevanger & Broseth (2000) untersuchten in einer dreijährigen Studie Maschendrahtzäune in Norwegen, wo sie 253 Kollisionsopfer von 20 Arten feststellten. Auch hier waren Moorschneehuhn, Alpenschneehuhn und Auerhuhn die am stärksten betroffenen Arten.

Eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele zur Mortalität von Vögeln (insbesondere Rauhfußhühnern) an Zäunen findet sich bei:
Allen & Ramirez (1990), Catt et al. (1994), Bevanger & Broseth (2000), Müller (2002), Baines & Andrew (2003); Kruckenberg (2008) oder in einer umfassenden Zusammenstellung von Kruckenberg & Schulze-Diekhoff (2016) beschreiben die Situation vorrangig an der Küste und in Weidegebieten des Binnenlandes (s. auch entsprechende Arten); weitere Angaben können der Bibliographie zu anlagebedingter Mortalität der California Energy Commission (1995:76) entnommen werden.
In den Publikationen zu diesem Mortalitätsfaktor ist auch dokumentiert, dass der Abbau besonders gefährlicher Zaunanlagen und ggf. Ersatz durch Glattzäune die Opferzahl deutlich zurückgehen lässt (Baines & Andrew 2003, Kruckenberg & Schulze-Diekhoff 2016). Dies wird daher insbesondere in Schutzgebieten mit besonders kollisionsgefährdeten Arten gefordert (z.B. Müller 2017).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bei der Wirkungsprognose sind die qualitativen und quantitativen Betroffenheiten der Art durch anlagebedingte Mortalität und/oder Barrierewirkungen einzuschätzen. Dabei sind die Wirkintensität des Projekts und seiner Bestandteile sowie die Empfindlichkeit des betroffenen Raumes v. a. hinsichtlich der betroffenen Arten und ihrer Raumnutzung zu analysieren (s. nachfolgende Datensätze).

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

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

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

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

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

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

(Standardisierte) Prognosemethoden zur Ermittlung der Mortalität von Vögeln bei den verschiedenen Anlagentypen konnten bislang nicht ermittelt werden. Nachfolgend sind jedoch die wesentlichen Grundaspekte zur Ermittlung des Mortalitätsrisikos dargestellt. Darüber hinaus finden sich qualifizierte Hinweise z. T. auch in den eingangs genannten Standardwerken und bei Bernotat & Dierschke (2021).

Bei der Prognose kann zunächst allgemein aus dem Vorkommen von Vögeln auf die potenziellen Vogelverluste geschlossen werden. Bereiche mit hoher Brutvogeldichte oder hohem Vorkommen von Gast- bzw. Zugvögeln sind gegenüber projektbedingter Mortalität problematischer als Bereiche mit geringer Bedeutung für Vögel (z. B. Hoerschelmann 1997, Bernshausen et al. 2000:375, Richarz 2001:124f.).

Als allgemein kritische Gebiete ohne Anspruch auf Vollständigkeit werden z. B. Gewässer, Feuchtgebiete, Niederungen mit hohen Rastbeständen, Wiesenvogellebensräume, Koloniebereiche etc. genannt. Dies gilt auch für Konzentrationspunkte des Vogelzuges (zentrale Zugrouten, wichtige Zugschneisen) z. B. an Gebirgspässen, exponierten Küstenabschnitten, Flusstälern etc. und Standorten mit Wetterlagen, die häufig zu schlechten Sichtverhältnissen führen (vgl. Hoerschelmann 1997, Lösekrug 1997, Richarz 2001:124f.). Für die Beurteilung der Bedeutung bzw. der Funktionen von Flächen für Vögel sind u. a. Landschaftsbeschaffenheit, Biotopeigenschaften, Nahrungsangebot, Brutplatzeignung, Rastgebietsfunktionen etc., aber auch der konkrete Standort bzw. der räumliche Verlauf der Anlage zu berücksichtigen.

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

Grundsätzlich ist somit zunächst immer auch die räumliche Entfernung der baulichen Anlage zum Schutzgebiet bzw. zu den verschiedenen (Teil-)Habitaten der geschützten Vogelarten zu ermitteln.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die jeweilige Anlage ist hinsichtlich ihrer spezifischen Wirkintensität bzw. ihres Risikopotenzials zu beurteilen. Das projektspezifische Gefährdungspotenzial 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,

- Anzahl, Höhe, Länge, Abstand, Ausrichtung, Anordnung, Material, Dicke, Sichtbarkeit und Isolierung der ggf. vorhandenen Seile, Kabel, Drähte und Verstrebungen.

Hinsichtlich der Lage im Raum und der Ausrichtung sind v. a. Anordnungen quer zu den (Haupt-)Flugbewegungen sowie auf Geest-, Hügel- und Bergkuppen problematisch. Grundsätzlich kann es auch von Bedeutung sein, welchen relativen Anteil eine Anlage (z. B. Brücke oder Windpark) am Flugraum / -korridor (z. B. Talraum oder Bergpass) einnimmt, da hierdurch die Möglichkeiten des seitlichen Ausweichens der Vögel mit beeinflusst werden können.

Bei der Beurteilung der Anlage sind ggf. auch bereits in das Projekt integrierte Maßnahmen zur Schadensbegrenzung (z. B. Kennzeichnung / Sichtbarmachung von Bauteilen, Isolation von Stromleitungen) zu berücksichtigen. Bei Hochspannungsfreileitungen besteht z.B. die Möglichkeit, über Markierung des Erdseils mit für Vögel gut erkennbaren Markierungen das Kollisionsrisiko deutlich zu senken. Dabei führen insbesondere die in Zusammenarbeit mit den Staatlichen Vogelschutzwarten speziell entwickelten Markierungen (Bernshausen et al. 2007, 2014, FNN 2014) zu einer deutlichen Reduktion des Kollisionsrisikos (vgl. auch Koops 1997:277, Sudmann 2000:30, Brauneis et al. 2003:69ff., Fangrath 2004:299, PNL 2008:12ff., Liesenjohann et al. 2019).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Grundsätzlich ist immer auch die artspezifische Empfindlichkeit der betroffenen Arten zu ermitteln.

Diese hängt z. B. vom Vorkommen (Anzahl, Dichte, Frequenz) im betroffenen Raum sowie von der artspezifischen Mobilität, Fortbewegungsgeschwindigkeit und ihren Aktionsräumen ab. Darüber hinaus gibt es eine artspezifisch unterschiedliche Scheu gegenüber verschiedenen Anlagetypen, z. B. weichen Gänse Windrädern aus, einige Greifvogelarten eher nicht. Mobile Arten mit vielen Flugbewegungen sind i. d. R. eher betroffen als weniger mobile Arten.

Für die Mortalität an baulichen Anlagen spielt das Flugverhalten eine zentrale Rolle. So ist bei WEA, Freileitungen, Türmen / Masten oder Brücken z. B. von großer Bedeutung, inwieweit die (regelmäßigen) lokalen Flugbewegungen (z. B. Nahrungs-, Balz- oder Schlafplatzflüge) bzw. der jährliche Herbst-/Frühjahrs-Vogelzug im Höhenbereich der Anlagen stattfinden. Die durchschnittliche Flughöhe der Vögel ist artspezifisch unterschiedlich sowie witterungs-, tageszeit-, jahreszeit- sowie topographiebeeinflusst. Sie ist z. B. i. d. R. bei Tagziehern, bei Gegenwind, schlechtem Wetter und über dem Meer niedriger als bei Nachtziehern, bei Rückenwind, gutem Wetter oder über Land. Flughöhen sind daher schwer zu prognostizieren. Hinweise dazu finden sich aber z. B. bei Bruderer (1997a,b), Scheller & Küsters (1999), Berthold (2000), Gatter (2000), Koop (2002), Dierschke & Daniels (2003), Bruderer & Liechti (1989, 2004), Garthe & Hüppop (2004) oder Hüppop et al. (2005c). Es scheint sich aber zu zeigen, dass größere Teile des Vogelzugs in Höhen unter 200 m stattfinden. Für die lokalen Flugbewegungen gilt dies ohnehin. Bruderer & Liechti (2004) gehen von einem Fünftel des Nachtzugs und von nahezu der Hälfte des Tagzugs im Bereich unter 200 m und somit im Einflussbereich von WEA aus, an Leitlinien bzw. ausgeprägten Zugrouten können die Anteile sogar noch deutlich höher liegen.

Grundsätzlich scheinen nachts aktive und v. a. ziehende Arten aufgrund schlechterer Sichtverhältnisse etwas gefährdeter zu sein als Tagzieher (vgl. z. B. Bernshausen et al. 1997, Garthe & Hüppop 2004).

Die artspezifische Größe und Flügelspannweite kann z. B. beim Queren/Durchfliegen von Leitungen, Drähten, Brückenseilen oder Zäunen und insbesondere beim Überbrücken von Spannungspotenzialen an Energiefreileitungen eine Rolle spielen.

Auch sind ggf. das artspezifische Flugverhalten bzw. die Flug- und Manövrierfähigkeiten zu beurteilen. Rayner (1988, zit. in Bevanger 1998) analysiert die artspezifische Flügel-Flächenbelastung und die Flügelstreckung von Vögeln und unterteilt sechs Hauptgruppen hinsichtlich ihrer Manövrierfähigkeit, um damit Anhaltspunkte für deren Kollisionsrisiko ableiten zu können. Garthe & Hüppop (2004) haben im Rahmen ihres 'species sensitivity index' gegenüber Offshore-Windparks für verschiedene Seevogelarten die Manövrierfähigkeiten auf einer Skala von 1 bis 5 eingestuft.

Zudem ist zu prüfen, ob es eine risikoerhöhende Attraktionswirkung der Anlage auf die Art gibt (z. B. durch Nahrungsangebot, Ansitzwarten etc.) bzw. inwieweit die artspezifische Empfindlichkeit gegen die vom Projekt ausgehenden (strukturbedingten) Störwirkungen (vgl. Wirkfaktor 5-2) zwar zu Lebensraumverlusten führt, jedoch andererseits das Mortalitätsrisiko reduziert.

Bei der Analyse sind ggf. auch etwaige artspezifische Unterschiede der Gefährdung von Jung- und Alttieren bzw. von Weibchen und Männchen zu berücksichtigen, da sich dies bei der Erheblichkeitsbeurteilung auswirken kann.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

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

Innerhalb eines Schutzgebiets mit geschützten Vogelbeständen sind daher die Beeinträchtigungen durch WEA, Freileitungen, Türme/Masten, Brücken, Glasbarrieren oder andere bauliche Anlagen, die zu einer erhöhten Mortalität für die geschützten Arten führen können, prinzipiell immer relevant und auf ihre Erheblichkeit hin zu untersuchen.

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

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

Literaturangaben als Orientierungswerte für Flächenansprüche und Mobilität (z. B. zu Aktionsräumen, Reviergrößen, Nestabständen, Dichten etc.) sind separat unter 'Raumbedarf und Aktionsräume von Arten' zusammengestellt.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Für Windenergieanlagen hat die Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten (LAG-VSW 2007) in ihrem sog. "Helgoländer Papier" Abstandsregelungen für Windenergieanlagen zu bedeutsamen Vogellebensräumen sowie Brutplätzen ausgewählter Vogelarten veröffentlicht. Im Rahmen der Fortschreibung (LAG VSW 2015) wurden nun neuere Untersuchungsergebnisse und der aktuelle Stand des Wissens berücksichtigt.

In den Abstandsregelungen werden Mindestabstände (Tabubereiche) zwischen WEA und bedeutenden Vogellebensräumen bzw. Brutplätzen WEA-sensibler Arten und Artengruppen definiert, die aufgrund von Kollisionsgefahren oder des Meideverhaltens der Arten von den Autoren als notwendig erachtet werden.

Da gegenüber Europäischen Vogelschutzgebieten mit WEA-sensiblen Arten im Schutzzweck ein Mindestabstand bzw. Ausschlussbereich in 10-facher Anlagenhöhe festgelegt wurde (siehe auch unter Erheblichkeitsschwelle), ist diese Entfernung zugleich das Mindestmaß für eine gebietsbezogene Relevanzschwelle.

Für gegenüber WEA sensible Vogelarten wurden zudem artspezifische Prüfbereiche um WEA definiert, die zwischen 3 und 6 km liegen und innerhalb derer das Vorkommen regelmäßig genutzter Nahrungshabitate, Schlafplätze oder anderer wichtiger Habitate zu prüfen ist.

Darüber hinaus sind u. a. auch Hauptflugkorridore zwischen Schlaf- und Nahrungsplätzen und überregional bedeutsame Zugkonzentrationskorridore freizuhalten.

Bei Gastvogellebensräumen insbesondere von landesweiter Bedeutung und regelmäßig genutzten Schlafplätzen bestimmter Arten werden ebenfalls bestimmte Mindestabstände zu WEA oder andere Vermeidungs- und Minderungsmaßnahmen als fachlich erforderlich angesehen (vgl. z. B. auch LANU Schleswig-Holstein 2008:9ff., NLT 2013:9f., LAG VSW 2015:3ff., TLUG 2017:37ff., UM BW & LUBW 2021:92ff.).

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

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

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

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

Soweit die Bestände der Art und ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Erheblichkeitsschwelle grundsätzlich bei jeder signifikanten Barrierewirkung zwischen Teilhabitaten im Gebiet überschritten. Im Einzelfall gilt dies auch zwischen dem Schutzgebiet und seiner Umgebung bzw. zwischen verschiedenen Schutzgebieten, sofern hierbei maßgebliche räumlich-funktionale Beziehungen signifikant beeinträchtigt werden.

Für die Bewertung einer projektbedingt erhöhten Mortalität sind verschiedene artspezifische und populationsbezogene Parameter einzubeziehen. Dazu zählen die natürliche Reproduktionsrate und Sterblichkeit, durchschnittliches Lebensalter der Tiere, Bestandsgrößen und allgemeine Gefährdungssituation.

Kahlert et al. (2005:49f.) kommen zu dem Ergebnis, dass grundsätzlich eine hohe jährliche Überlebensrate erwachsener Tiere (>0.7 auf einer Skala von 0 bis 1) mit einer niedrigen Reproduktionsrate korreliert ist (Gelegegröße 1-4). Viele Großvögel, insbesondere Greifvögel, Watvögel, aber z. T. auch Wasservögel haben diese artspezifischen Populationskennzeichen und sind daher grundsätzlich gegenüber einer erhöhten anthropogenen Mortalität anfälliger und können die Verluste schlechter ausgleichen. Im Gegensatz dazu haben die meisten Singvogelarten niedrige jährliche Überlebensraten erwachsener Vögel, aber eine hohe Reproduktionsrate. Daher ist diese Gruppe weniger anfällig gegenüber zusätzlich erhöhter, zeitlich begrenzt wirkender Mortalität und hat das Potenzial sich von Populationsabnahmen relativ schnell zu erholen.

Tendenziell sind Arten mit hoher Lebenserwartung und geringerer Reproduktionsrate (K-Strategen) und/oder geringeren Beständen im Schutzgebiet bzw. einer Gefährdungseinstufung und ohnehin negativer Populationsentwicklung stärker beeinträchtigt als Arten mit geringer Lebenserwartung und hoher Reproduktionsrate (r-Strategen) und/oder großen Beständen im Schutzgebiet bzw. einer allgemein weiten Verbreitung und fehlenden Gefährdung in Deutschland (vgl. auch Hötker et al. 2004:48, Lambrecht et al. 2004b:332, Hüppop et al. 2005a, Kahlert et al. 2005:49, Horch & Keller 2005:18, Bernotat & Dierschke 2016/2021).

Bei Arten der ersten Kategorie kann bereits der Verlust von Einzelindividuen zu Konsequenzen für eine örtliche Population führen (vgl. z. B. auch Gill et al. 1996, Percival 2000, Reichenbach 2003:135, Horch & Keller 2005:19f., Percival 2005:197, Landesamt für Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein 2008:21) und daher ggf. als erheblich eingestuft werden.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bernotat & Dierschke (2016/2021) haben mit dem sog. Mortalitäts-Gefährdungs-Index (MGI) ein einheitliches Klassifizierungssystem für die Einstufung von Arten hinsichtlich ihrer Empfindlichkeit gegenüber zusätzlicher anthropogener Mortalität entwickelt. Über einen gestuften methodischen Ansatz wurden dabei sowohl verschiedene populationsbiologische Parameter wie die Mortalitätsrate, das maximale Lebensalter, das Alter beim Eintritt in die Reproduktion, das Reproduktionspotenzial, die Reproduktionsrate sowie Bestandsgröße und Bestandstrend der Arten als auch verschiedene naturschutzfachliche Parameter wie z. B. der Gefährdungsgrad, die Häufigkeit, der Erhaltungszustand und die nationale Verantwortlichkeit Deutschlands für die Arten berücksichtigt.

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

In einem nächsten Schritt wurde für alle heimischen Vogelarten jeweils das Kollisionsrisiko an Freileitungen durch Leitungsanflug, das Stromtodrisiko an Mittelspannungsleitungen, das Kollisionsrisiko an Straßen und das Kollisionsrisiko an Windenergieanlagen (an Land und offshore) in einer 5-stufigen Skala von sehr gering bis sehr hoch eingestuft. Diese Bewertung basiert auf Totfundzahlen, Kenntnissen zur Biologie und zum Verhalten der Art, auf publizierten Skalierungen sowie eigenen Einschätzungen. Dieses vorhabentypspezifische Tötungsrisiko wurde dann mit der allgemeinen Mortalitätsgefährdung (MGI) der Art zu einer vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung (vMGI) aggregiert.

Darauf aufbauend wurde schließlich ein methodischer Ansatz zur Bewertung von Tötungsrisiken im Hinblick auf konkrete rechtliche Verbotstatbestände unter Berücksichtigung des konstellationsspezifischen Risikos im jeweiligen Einzelfall erarbeitet.
Dabei gehen auch die konkrete Konfliktträchtigkeit des jeweiligen Vorhabens sowie die betroffenen Individuenzahlen bzw. ihre Nutzungsfrequenz im Gefährdungsbereich des Vorhabens ein. Dies wurde über vorhabentypspezifische Arbeitshilfen weiter konkretisiert.

Der Bewertungsansatz soll die Prognose und Bewertung der Mortalität im jeweiligen Einzelfall nicht ersetzen, die differenzierten und auf naturschutzfachlichen Grundlagen beruhenden Einstufungen bieten aber einen transparenten und objektiven Bewertungsrahmen für die Bewertung von Mortalitätsrisiken in entsprechenden Prüfungen.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Für die Frage der Erheblichkeit sind immer auch die verschiedenen Wirkprozesse kumulativ zu betrachten. Da neben der anlagebedingten Mortalität, insbesondere bei Freileitungen, Türmen/Masten und Brücken, und der betriebsbedingten Mortalität bei WEA vielfache weitere Beeinträchtigungen aufgrund der Flächeninanspruchnahme und der verschiedenen strukturellen, akustischen und optischen Störwirkungen kumulativ zu berücksichtigen sind, wird hier schnell eine hohe Beeinträchtigungsintensität erreicht (Masden et al. 2010).

Innerhalb von Natura 2000-Gebieten mit nach den Erhaltungszielen geschützten Vogelarten werden solche Anlagen daher häufig zu erheblichen Beeinträchtigungen führen und somit nicht oder nur über eine etwaige Ausnahmeprüfung nach § 34 Abs. 3-5 BNatSchG zu realisieren sein.

Sossinka & Ballasus (1997:22) kommen zu dem Ergebnis, dass die Errichtung von Freileitungen aufgrund ihrer vielfältigen nachteiligen Effekte in Schutzgebieten den jeweiligen Schutzzielen zuwiderlaufen dürfte.

Hüppop et al. (2005c:200) sind der Auffassung, dass Gebiete, die im Hinblick auf Vögel besonders geschützt sind (z. B. Nationalparke, Naturschutzgebiete, benannte oder faktische Vogelschutzgebiete), für die Errichtung von Windenergieanlagen aufgrund deren vielfältigen Beeinträchtigungsformen ausscheiden.

Auch das BfN (vgl. BfN 2000:25ff.) betrachtet daher Natura 2000-Gebiete und Gebiete vergleichbarer Schutzbedürftigkeit aufgrund ihrer Schutzziele i. d. R. als Ausschlussgebiete für WEA. Dies deckt sich auch mit verschiedenen Regelungen der Bundesländer, in denen entsprechende Gebiete als Ausschlussflächen für WEA definiert sind.

In den Regelungen der Bundesländer sind zudem häufig zusätzlich Abstandsempfehlungen für WEA bzw. hohe Bauwerke zum Schutz bedeutender Vogellebensräume und Schutzgebiete vorgegeben. Die geforderten Abstände bzw. Pufferzonen reichen dabei meist zwischen 200 und 1.200 m. Für besonders empfindliche und/oder gefährdete Arten sind allerdings z. T. auch Abstände zwischen 1 km und 6 km vorgesehen.

Die Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten (LAG VSW 2015) hat im Sinne einer Fachkonvention Abstandsregelungen für Windenergieanlagen zu avifaunistisch bedeutsamen Vogellebensräumen sowie Brutplätzen besonders störungsempfindlicher oder durch Windenergieanlagen besonders kollisionsgefährdeter Vogelarten veröffentlicht, in der u. a. als Ausschlussbereich ein Mindestabstand in 10-facher Anlagenhöhe definiert wird (s. nachfolgende Datensätze).

Sollte dennoch geplant - und raumordnerisch zulässig - sein, eine WEA in oder angrenzend an einem europäischen Schutzgebiet zu errichten, müsste im Rahmen einer differenzierten FFH-VP mit entsprechenden ökologischen Gutachten nachgewiesen werden, dass entgegen der grundsätzlichen Indizien im konkreten Fall erhebliche Beeinträchtigungen mit Sicherheit auszuschließen sind.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Für Windenergieanlagen hat die Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten (LAG VSW 2015) Abstandsregelungen zu bedeutsamen Vogellebensräumen sowie Brutplätzen ausgewählter Vogelarten veröffentlicht. Die darin enthaltenen Empfehlungen sind als Fachkonvention anerkannt.

In den Abstandsregelungen werden Mindestabstände zwischen WEA und bedeutenden Vogellebensräumen bzw. Brutplätzen WEA-sensibler Arten und Artengruppen definiert, die aufgrund von Kollisionsgefahren oder des Meideverhaltens der Arten von der LAG VSW als notwendig erachtet werden.

Gegenüber Europäischen Vogelschutzgebieten mit WEA-sensiblen Arten im Schutzzweck wurde ein Mindestabstand bzw. Ausschlussbereich in 10-facher Anlagenhöhe festgelegt.

Darüber hinaus sind u. a. auch Hauptflugkorridore zwischen Schlaf- und Nahrungsplätzen sowie überregional bedeutsame Zugkonzentrationskorridore freizuhalten.

Im Hinblick auf Gastvogellebensräume von mindestens landesweiter Bedeutung, regelmäßig genutzte Schlafplätze bestimmter Arten und Gewässer > 10 ha mit mindestens regionaler Bedeutung für brütende und rastende Wasservögel bestehen darüber hinaus ggf. ebenfalls Mindestabstände.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Das Landesamt für Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein (2008:23ff.) hat Ausschluss- und Abstandsempfehlungen für Windenergieanlagen zu Gebieten mit besonderer Bedeutung für den Vogelschutz veröffentlicht.

In folgenden Gebieten und Räumen sollten grundsätzlich keine Windenergieanlagen errichtet werden: Gebiete mit Vorkommen sehr empfindlicher Vogelarten, bedeutende Rastgebiete von Wasser- und Watvögeln, namentlich Feuchtgebiete und der unmittelbare Küstenbereich (wegen der Störungsempfindlichkeit sollte eine Pufferzone von wenigstens 500 m freigehalten werden; gilt allerdings nur für Anlagen mit einer Nabenhöhe <50 m), bedeutende Vogelzugrouten und Flugkorridore, Gebiete mit hohem Greifvogelvorkommen (Geländekanten, Gebiete mit besonders hoher Nahrungsdichte), bei Habitatsegregation durch WKA (keine Trennung zusammenhängender Lebensräume durch WKA) (LANU 2008:23).

Der derzeitige Wissensstand über einzelne Aspekte, u. a. über populationsbiologische Auswirkungen, sei nach wie vor noch zu unvollständig, um zuverlässige Aussagen zu Auswirkungen von Windenergieanlagen auf Vögel zu liefern. Zur Vermeidung unerwünschter Beeinträchtigungen wird deshalb empfohlen, Gebiete mit besonderer Bedeutung für den Vogelschutz von Windenergieanlagen freizuhalten. Die Gebiete und die potenziellen Beeinträchtigungsbereiche in ihrem Umfeld (Prüfbereich) werden im Folgenden nach vorsorgeorientierten Kriterien aufgrund des derzeitigen Wissens definiert (LANU 2008:23).

Eine Windenergienutzung in Schutzgebieten gem. BNatSchG, LNatschG, Nationalparkgesetz, FFH- und Vogelschutzrichtlinie oder Ramsar-Konvention sei aufgrund der Raumordnungsplanung ausgeschlossen. Im Umgebungsbereich der Gebiete wird ein Prüfbereich empfohlen, der über die Abstandsempfehlungen hinausgeht (LANU 2008:23).

Im Hinblick auf Gebiete mit besonderer Bedeutung für den Vogelzug wird verdeutlicht (LANU 2008:23), dass Schleswig-Holstein eine besondere Bedeutung für den internationalen Vogelzug zwischen Skandinavien und Mitteleuropa habe. Der Landvogelzug konzentriere sich sehr stark über Fehmarn und Wagrien. Sehr viele Wasservögel querten Schleswig-Holstein im Bereich von der Eckernförder Bucht zur Husumer Bucht und zum Eiderästuar. Wichtige Leitlinien für den Vogelzug stellten ferner die Küstenlinien von Nord- und Ostsee sowie die großen Fließgewässer dar (Koop 2002). Zudem wird die Bedeutung verschiedener Rast- und Brutgebiete in Schleswig-Holstein dargestellt.

'In der Tabelle II-1 (Anhang zu Teil II) sind die Schutzgebiete, die bedeutendsten Brut-, Rast- und Nahrungsgebiete für Vögel, die empfindlichen Bereiche im Umfeld der Gebiete (Prüfbereich) sowie die Konzentrationsgebiete und Leitlinien des Vogelzugs zusammengestellt. Innerhalb der in dieser Tabelle aufgeführten Bereiche mit besonderer Prüfrelevanz kann mit negativen Auswirkungen auf die Avifauna gerechnet werden. Dabei sollte bedacht werden, dass bislang noch nicht für alle Vogelarten gesicherte Erkenntnisse über deren Störempfindlichkeit vorliegen und deshalb eine Entscheidung im Hinblick auf vorsorgenden Schutz gerichtet sein sollte, zumal erhebliche Beeinträchtigungen oft irreversibel sind (LANU 2008:25).'

'Um Störwirkungen auf Brutplätze auszuschließen, werden artspezifische Schutzbereiche zu Brutplätzen und Brutkolonien benannt, die von Windenergieanlagen freigehalten werden sollten. Als weitere Schutzmaßnahmen sollten wichtige Nahrungsflächen und dorthin führende Flugrouten in einem artspezifisch festgelegten Umkreis (Prüfbereiche) freigehalten werden (Tabelle II-2, Anhang zu Teil II).'

'Werden Gebiete mit besonderer Bedeutung für den Vogelschutz einschließlich der Bereiche mit besonderer Prüfrelevanz gemäß Kapitel 3 und Tabelle II-1, Spalten 1 und 2 im Anhang zu Teil II durch die Planung nicht berührt und werden die in Kapitel 4.3 artspezifisch differenziert beschriebenen Räume von Windenergie freigehalten, sind keine erheblichen anlage- und betriebsbedingten Auswirkungen auf die Vogelwelt zu erwarten (LANU 2008:26).'

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Bewertung der Mortalität auf Zugrouten zwischen verschiedenen Vogelschutzgebieten in einer FFH-VP ist nicht einfach. Anlagen im Bereich ausgeprägter Vogelzugrouten mit überdurchschnittlicher Vogelzugaktivität bzw. in sonstigen Zugverdichtungsbereichen können zumindest für einzelne besonders betroffene Arten zu hohen Beeinträchtigungsintensitäten führen. Inwieweit diese Verluste in einem oder mehreren Vogelschutzgebieten zu erheblichen Beeinträchtigungen führen könnten, ist im jeweiligen Einzelfall zu beurteilen.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Saatkrähe gehört nach Bernotat & Dierschke (2016) hinsichtlich der vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung durch Kollision an Windenergieanlagen als Brutvogel zu den Arten der Klasse D mit einer "geringen" Mortalitätsgefährdung. Auch als Gastvogel zählt sie zu den Arten der Klasse D mit einer "geringen" Mortalitätsgefährdung.

4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Saatkrähe gehört nach Bernotat & Dierschke (2016) hinsichtlich der vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung durch Kollision an Freileitungen als Brutvogel zu den Arten der Klasse D mit einer "geringen" Mortalitätsgefährdung. Auch als Gastvogel zählt sie zu den Arten der Klasse D mit einer "geringen" Mortalitätsgefährdung durch Leitungskollision.

Hinsichtlich der Gefährdung durch Stromtod an Freileitungen wird die Saatkrähe von den Autoren als Brut- wie als Gastvogel in die Klasse B, "hohe" Mortalitätsgefährdung, eingestuft.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die betriebsbedingte Mortalität / Tötung von Vögeln resultiert insbesondere aus Kollisionen mit Kraftfahrzeugen, Zügen sowie Flugzeugen, die teilweise in großem Umfang zu schwerwiegenden Verletzungen oder direktem Tod der Individuen führen oder aus der Tötung bei bestimmten Formen der Nutzungsausübung (z. B. Landwirtschaft, Fischerei, Jagd). Die sowohl auf anlagebedingte sowie auch auf betriebsbedingte Faktoren zurückzuführende Mortalität an Windenergieanlagen und Energiefreileitungen wird unter Wirkfaktor 4-2 behandelt.

Die Gesamtverluste der Vögel durch Straßenverkehr in Deutschland, Dänemark oder den Niederlanden werden jeweils auf mehrere Millionen pro Jahr geschätzt (vgl. z. B. Steiof 1996:528, Hansen 1969:81ff., Van der Tempel 1993:27). Je nach Verhalten (Ausweichen oder Flucht), Flugvermögen und Manövrierfähigkeit sowie der Nutzung von Randbereichen der Verkehrswege oder der Verkehrswege selbst als Nahrungsressource (z. B. von Aasfressern) ergeben sich artspezifische Unterschiede der Mortalität.

Eine betriebsbedingte Barrierewirkung entsteht dann, wenn die Mortalität / Tötung ein hohes Maß annimmt oder wenn andere Faktoren (s. unter Wirkfaktorgruppe 5) zur Störung bzw. Meidung bestimmter Bereiche führen und somit eine Barrierewirkung herbeiführen oder verstärken. Barrierewirkungen führen zu Lebensraumzerschneidung und somit u. a. zur Beeinträchtigung bzw. Trennung von räumlich-funktionalen Beziehungen (z. B. zw. Brut- und Nahrungshabitat oder zw. Schlaf- und Nahrungshabitat) (s. 'Vertiefende Ausführungen' unter 'Wirkfaktoren').

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

Die nachfolgenden Datensätze sind nach den Projekttypen A: 'Straßenverkehr', B: 'Schienenverkehr' und C: 'Flugverkehr' sortiert.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Relevanzeinstufung für die Art erfolgte aufgrund der "mittleren" vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung durch Kollision an Straßen (Bernotat & Dierschke 2016; siehe unten stehende Datensätze).

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

A: Straßenverkehr

Kollisionen mit Fahrzeugen ergeben sich im Einwirkungsbereich von Straßen beim Überflug, zum Teil jedoch auch beim laufenden Überqueren zwischen Brut- und (Haupt-) Nahrungshabitaten (z. B. Junge führende Nestflüchter) oder beim Aufenthalt im Trassenbereich zur Nahrungssuche (z. B. Greifvögel, Eulen) und auch zur Thermoregulation (Ziegenmelker). Insofern ist bei manchen Arten aufgrund der Attraktionswirkung von Straßen auch von einem gewissen Risiko erhöhenden Falleneffekt auszugehen.

Zudem zeigten Untersuchungen der Besiedlung von Straßenbegleitgrün (Heinze 1990, Hammerich 1993, Steiof 1996), dass durch die Verkehrsopfer insbesondere der Alttiere der Bruterfolg nur sehr gering ist und der Lebensraum aufgrund der dadurch erhöhten Mortalität ggf. zur Falle werden kann (Populationssenken; vgl. Datensatz 5.03).

Als besonders fatal haben sich Straßenabschnitte erwiesen, die dicht an niedrigwüchsigen, vogelreichen Habitaten vorbeiführen, insbesondere Schilfröhrichten, Hochstauden und Gebüschen. Aus diesen fliegen Vögel in geringer Höhe bodennah ab und unterliegen schon von daher einem hohen Risiko, mit Fahrzeugen zu kollidieren. Bei Fahrgeschwindigkeiten über 50 km/h steigt das Tötungsrisiko signifikant und wächst mit zunehmender Fahrgeschwindigkeit.

Bei den vielfältigen Untersuchungen zur Vogelmortalität an Straßen wurden mehr oder weniger aus allen taxonomischen Gruppen und ökologischen Gilden Opfer registriert, so dass davon auszugehen ist, dass grundsätzlich alle Vogelarten von Verkehrsverlusten betroffen sein können. Allerdings zeichnen sich in Empfindlichkeit bzw. Gefährdung z. T. auch artspezifische Unterschiede ab.

Simonis et al. (1997:71ff.) stellten artspezifische und verhaltensspezifische Unterschiede bei der Querung von Straßen fest. Auch das Flugverhalten mancher Arten wird durch die Lage der Straße und durch den Verkehr beeinflusst. Andere Arten scheinen breite Autobahnen nur selten zu überqueren (vgl. z. B. Muselet 1987, Keller et al. 1996, Brotons & Herrando 2001).

Obwohl es sich bei Vögeln um eine sehr mobile Artengruppe handelt, konnten Simonis et al. (1997:71ff.) auch eine gewisse Barrierewirkung einer Autobahntrasse auf Vögel nachweisen. Die Barrierewirkung sei artspezifisch und für die verschiedenen Aktivitäten der Vögel unterschiedlich stark ausgeprägt. Die Querungen seien insbesondere an Straßendämmen und in Bereichen, in denen die baum- und strauchfreie Strecke zwischen den Waldrändern groß ist, eingeschränkt. Für Vogelarten, die sich bevorzugt in deckungsreicher Vegetation bewegen, stelle die Trasse auch ohne fließenden Verkehr eine Einschränkung der Mobilität dar. Von einer strengen Barrierewirkung kann allerdings nicht gesprochen werden. An einem Trassenabschnitt, der in einem Geländeeinschnitt verläuft und beidseitig mit Wald bestanden ist, überfliegen die Vögel die Trasse auch nach der Inbetriebnahme, während die Fahrbahn in aufgeschütteten Dammbereichen oder im Hangbereich von den Vögeln zur Querung gemieden wird (ebd.). Auch das Flugverhalten mancher Arten wird durch die Lage der Straße und durch den Verkehr beeinflusst und einige Arten scheinen breite Autobahnen nur selten zu überqueren (vgl. z. B. Muselet 1987, Keller et al. 1996, Brotons & Herrando 2001).

Differenzierte Ausführungen zur Mortalität von Vögeln an Straßen, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:
Haas (1964), Hodson & Snow (1965), Bergmann (1974), Tamm (1976), Institut für Naturschutz und Tierökologie (1977), Bourquin (1983), Vignes (1984), Wäscher et al. (1988), Fuellhaas et al. (1989), Heinze (1990), Van den Tempel (1993), Hammerich (1993a), Steiof (1996), Bernotat (1997, u. a. zit. in Buchwald & Heckenroth 1999), Glitzner (1999), Frias (1999), Pons (2000) Klammer (2000), Erritzoe (2003), Garniel & Mierwald (2010), Bujoczek et al. (2011), Kociolek et al. (2011), Fackelmann (2012), Guinard et al. (2012), Grilo et al. (2014), Jack et al. (2015), Rytwinski & Fahrig (2015), Bernotat & Dierschke (2021).

Arbeitshilfe zur arten- und gebietsschutzrechtlichen Bewertung für Straßen: Bernotat & Dierschke (2021, Teil II.2).

Bibliographien: Hammerich (1993b) oder Glitzner (1999).

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Autoren stellen in Hinsicht auf das Kollisionsrisiko an Straßen fest: "Rabenvögel (Rabenkrähe, Saatkrähe, Elster) [...] sind von Kollisionen seltener betroffen, da ihre artspezifische Vorsicht und ihre Fähigkeit zu lernen, vor allem aber ihre gute Reaktionsfähigkeit und steile Auffluglinie Zusammenstößen entgegenwirken (SMETTAN 1988, WÄSCHER et al. 1988, STEIOF 1996)."

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

In einer Zusammenstellung von Totfundzahlen an Straßen geben Bernotat & Dierschke (2016:347ff.) für die Saatkrähe in Europa 140 Individuen an, davon 47 Verkehrsopfer in Deutschland.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bernotat & Dierschke (2016) haben für alle heimischen Vogelarten jeweils das Kollisionsrisiko an Freileitungen, Straßen, Windenergieanlagen sowie das Stromtodrisiko an Mittelspannungsleitungen in einer 5-stufigen Skala von sehr gering bis sehr hoch eingestuft.
In diese den Stand des Wissens zusammenfassenden Bewertungen sind Totfundzahlen, Kenntnisse zur Biologie und zum Verhalten der Art, bislang publizierte Einstufungen sowie eigene Einschätzungen eingeflossen.

Die Saatkrähe weist danach im Hinblick auf Straßen ein "mittleres" Kollisionsrisiko auf.

Dieses Kollisions- bzw. Tötungsrisiko wurde von den Autoren dann mit der allgemeinen Mortalitätsgefährdung (MGI) der Art zu einer vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung (vMGI) aggregiert. Diese stellt das maßgebliche Klassifizierungssystem für die Einstufung von Arten hinsichtlich ihrer Empfindlichkeit gegenüber zusätzlicher anthropogener Mortalität dar und ist in FFH-VP-Info unter der Auswertekategorie 5 als Grundlage zur Bewertung der Erheblichkeit von Beeinträchtigungen wiedergegeben.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

B: Schienenverkehr

Die Mortalität von Vögeln an Schienenwegen resultiert einerseits aus der Kollision mit den Zügen, andererseits jedoch auch aus der Kollision mit den Oberleitungen sowie aus Stromschlag (anlagebedingte Ursache, s. Wirkfaktor 4-2). Die schreckhafte Flucht beim Herannahen eines Zuges erhöht auch die Gefährdung durch Kollision mit den Oberleitungen.

Bei den Untersuchungen zur Vogelmortalität an Schienenwegen wurden mehr oder weniger aus allen taxonomischen Gruppen und ökologischen Gilden Opfer registriert, so dass davon auszugehen ist, dass grundsätzlich alle Vogelarten potenziell von Verlusten an Schienenwegen betroffen sein können. Allerdings zeichnen sich auch hier in Empfindlichkeit bzw. Gefährdung z. T. artspezifische Unterschiede ab (vgl. z. B. Roll 2004).

Kollisionen mit Zügen ergeben sich zum Teil beim Überflug, zum Teil jedoch auch beim Aufenthalt im Trassenbereich zur Nahrungssuche (z. B. Greifvögel) oder beim Nutzen der Leitungsdrähte als Ansitzwarten. Hier ist bei manchen Arten von einem gewissen Falleneffekt auszugehen.

Vor allem bei durch Wald führenden Trassen scheinen größere Vögel stärker betroffen zu sein, da sie bei plötzlicher Annäherung eines Zuges primär die Schneise der Trasse selbst entlang fliegen. Durch beiderseitige Waldränder und die Oberleitungen der Bahn kann sich quasi ein 'Tunnel' ergeben, den der Vogel zuerst für den Abflug nutzt. Aufgrund der Fahrgeschwindigkeit des Zuges und der Schwierigkeit, ein auf sich zu bewegenden Körper einschätzen zu können, bleiben dem Vogel allenfalls wenige Sekunden zur Flucht. Aasfresser (Seeadler, Mäusebussard) sind abermals stärker betroffen, da sie an von der Bahn angefahrenen Tieren fressen.

Basierend auf einer breiten Literaturauswertung kommt Roll (2004:38f) zu dem Ergebnis, dass trotz einer deutlich geringeren Anzahl an Fahrzeugen verglichen mit Straßen, die Auswirkungen des Zugverkehrs bezogen auf den Streckenkilometer offenbar höher liegen als bei Straßen. Ursachen können der o. g. Falleneffekt durch angefahrene Tiere, die hohe Fahrgeschwindigkeit der Züge und die weitgehende Störungsarmut der Bahntrasse selbst sein.

Differenzierte Ausführungen zur Mortalität von Vögeln an Schienenwegen, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:
Spencer (1965), Lösekrug (1982), Havlin (1987b), Baldauf (1988), Hoerschelmann (1992), Pons & Claessens (1993), Pons (1994), SCV (1996), Bauer (2000), Jöhnk (2001), Menz (2003), Roll (2004), Eisenbahnbundesamt (2010).

Bibliographien: Roll (2004).

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

C: Flugverkehr

Der Kollision von Vögeln mit Flugzeugen wird i. d. R. v. a. aufgrund der daraus reduzierten Flugsicherheit Beachtung geschenkt. Kollisionen können beim Flug in größerer Höhe auftreten oder aber räumlich konzentrierter - und besonders kritisch - bei Start und Landung im Bereich der Flughäfen. Dort gibt es in der Regel spezielle Bird Control - Aktivitäten, mit denen durch Management, Vergrämung und zur Not durch Abschuss und Beizjagd das Vogelschlagrisiko für den Flugverkehr reduziert werden soll. Aus Sicht der Flugsicherheit sind v. a. Großvögel (wie z. B. Greifvögel, Gänse, Schwäne, Reiher, Störche, Kormoran) und schwarmbildende Arten (wie z. B. Star, Ringeltaube, Kiebitz, Schwalben, Möwen, Krähen, Drosseln) problematisch und unterliegen daher einem erhöhten Vertreibungsdruck (vgl. z. B. Hämker & Borstel 2003, Morgenroth 2003, Ehring 2004, Weitz 2005).

Auch bei der Mortalität durch Flugverkehr dürfte das gesamte Artenspektrum potenziell betroffen und v. a. durch die vorherrschenden Lebensraumstrukturen geprägt sein. Möglicherweise bestehen artspezifische Unterschiede basierend auf Unterschieden in Flughöhe, Flugverhalten oder störungsbedingtem Meideverhalten der Arten. Grundsätzlich sind nicht nur die Habitate auf dem Flughafen maßgeblich, sondern auch die Lebensraumbedingungen im Umfeld, da auch die regelmäßigen räumlich-funktionalen Beziehungen zwischen Brut-, Nahrungs-, Rast- oder Schlafhabitaten zu einem Problem werden können (vgl. z. B. Morgenroth 2003).

Nach den Richtlinien des BMVBW werden auch die Umgebung des Flughafens in einem Radius von 6 km sowie die Anflugflächen 10 km vor den jeweiligen Schwellen in die Maßnahmen der Vogelschlagverhütung mit einbezogen (Lange & Hild 2003:70). Von der internationalen AGA Working Group wurden 2004 als Wildlife Hazard Management Empfehlungen für internationale Flughäfen erarbeitet, die vorsehen, dass in einem Radius von 8 km um den Flughafenbezugspunkt verschiedene Aktivitäten zur Förderung von Vogelbeständen (z. B. Anlage oder Erweiterung von Wasserflächen, Erweiterung natürlicher Habitate aber auch Anlage von Mülldeponien und Abwasseranlagen) verhindert werden sollten. Aus dem Blickwinkel der Flugsicherheit handelt es sich bei solchen Flächen, die für die Avifauna attraktiv sind, im Umfeld des Flughafens um 'Problembiotope' (vgl. z. B. Lange & Hild 2003, Morgenroth & Sinder 2002), die es möglichst zu vermeiden gilt. Aus Sicht des Naturschutzes können somit Flughäfen auch indirekt weit über das unmittelbare Flughafengelände hinaus großflächig ein erhebliches Konfliktpotenzial mit sich bringen.

Noch relativ unbeachtet sind Todesfälle v. a. von Mäusebussarden und anderen mittelgroßen Vögeln auf dem Flughafengelände selber, die vermutlich durch sogenannte Wirbelschleppen verursacht werden, also Luftverwirbelungen, die bei Starts und Landungen an den Tragflächen größerer Flugzeuge entstehen.

Differenzierte Ausführungen und Statistiken zur Kollision von Vögeln mit Flugzeugen, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für Planung und Management finden sich z. B. bei:

Scheller & Küsters (1999), Jackson & Allan (2002), Morgenroth & Sindern (2002), Breuer (2003), Schmundt (2004), Hüppop (2004), Weitz (2005), Breuer (2005), Bruderer & Komenda-Zehnder (2005), Breuer (2006, 2007), Albrecht & Esser (2007), Schillhorn (2010), Kitowski (2011), Morgenroth (2011), Deutsch (2013).

Zeitschriften: Vogel und Luftverkehr (Gesamtinhaltsverzeichnis ab 1986 als PDF unter http://www.davvl.de/de/fachzeitschrift/gesamtinhaltsverzeichnis).

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Offene Flugfelder mt kurzrasiger Vegetation sind ganzjährig insbesondere bei hohem Grundwasserstand attraktive Nahrungshabitate für Saatkrähen. Aufgrund ihres ausgeprägten Sozialverhaltens können sie insbesondere in Kolonienähe in großen Schwärmen auftreten. Das Mortalitätsrisiko stellt sich jedoch aufgrund des gerichteten Ausweichverhaltens und sehr guter Manövrierfähigkeiten der Art i. d. R. als eher mäßig dar.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Autoren stufen Saatkrähen außerhalb der Brutsaison als Art mit mäßigem Risiko für den Flugverkehr ein.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Für eine Risikoabschätzung im Vorfeld eines geplanten neuen Flughafens auf der Hoo Peninsula (Großbritannien) wurde die Wahrscheinlichkeit von Unfällen mit Saatkrähen als mäßig eingestuft.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Für die Jahre 1966-1976 wurden in Großbritannien 13 Vorfälle von Flugzeugen getroffener Saatkrähen erfasst, bei denen 13 Vögel getötet wurden.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bei der Wirkungsprognose sind die qualitativen und quantitativen Betroffenheiten der Art durch betriebsbedingte Mortalität und/oder Barrierewirkungen einzuschätzen. Dabei sind die Wirkintensität des Projekts und seiner Bestandteile und die Empfindlichkeit des betroffenen Raumes sowie der betroffenen Arten zu analysieren (s. nachfolgende Datensätze).

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

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

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

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

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

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Standardisierte Prognosemethoden zur Ermittlung der Mortalität von Vögeln bei den verschiedenen Verkehrsträgern konnten bislang nicht ermittelt werden. Nachfolgend sind jedoch die wesentlichen Grundaspekte zur Ermittlung des Mortalitätsrisikos dargestellt. Darüber hinaus finden sich qualifizierte Hinweise z. T. auch in den eingangs genannten Standardwerken.

Bei der Prognose kann zunächst allgemein aus dem Vorkommen von Vögeln auf die potenziellen Vogelverluste geschlossen werden. Bereiche mit hoher Brutvogeldichte oder hohem Vorkommen von Gast- bzw. Zugvögeln sind gegenüber projektbedingter Mortalität problematischer als Bereiche mit geringer Bedeutung für Vögel (z. B. Hoerschelmann 1997, Richarz 2001:124f.).

Ohne Anspruch auf Vollständigkeit werden als allgemein kritische Gebiete z. B. Gewässer, Feuchtgebiete, Niederungen mit hohen Rastbeständen, Wiesenvogellebensräume, Koloniebereiche etc. genannt. Dies gilt auch für Konzentrationspunkte des Vogelzuges (zentrale Zugrouten, wichtige Zugschneisen) z. B. an Gebirgspässen, Küstenabschnitten, Flusstälern etc. und Standorte mit häufigen Wetterlagen, die zu schlechten Sichtverhältnissen führen (vgl. Hoerschelmann 1997, Lösekrug 1997, Richarz 2001:124f.). Für die Beurteilung der Bedeutung bzw. der Funktionen von Flächen für Vögel sind u. a. Landschaftsbeschaffenheit, Biotopeigenschaften, Nahrungsangebot, Brutplatzeignung, Rastgebietsfunktionen etc. zu berücksichtigen.

Natura 2000-Gebieten kommt eine besondere Bedeutung für Arten und Lebensgemeinschaften zu, wozu in der Regel auch Vögel bzw. Avizönosen zu zählen sind. Europäische Schutzgebiete, in denen Vogelarten nach den Erhaltungszielen geschützt sind, weisen somit immer eine besondere Bedeutung und i. d. R. eine besondere Sensibilität aus Sicht des Vogelschutzes auf. Vögel können hierbei als Arten der Vogelschutz-RL in einem Vogelschutzgebiet unmittelbar oder als charakteristische Arten bestimmter Lebensraumtypen in einem FFH-Gebiet mittelbar durch Erhaltungsziele oder den Schutzzweck geschützt sein.

Grundsätzlich ist somit zunächst immer auch die räumliche Entfernung des Projekts zum Schutzgebiet bzw. zu den verschiedenen (Teil-)Habitaten der geschützten Vogelarten zu ermitteln.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Belastungsfaktoren von Projekttypen bzw. räumlichen Konstellationen:

Das jeweilige Projekt ist hinsichtlich seiner spezifischen Wirkintensität bzw. seines Risikopotenzials anhand der jeweils relevanten Projektparameter zu beurteilen.

- Bei Straßen und Schienenwegen sind v. a. Verkehrsdichte/Verkehrsaufkommen, Verkehrsgeschwindigkeit, Trassierung, landschaftliche Situation, Lage im Raum und Trassenbegleitvegetation von Bedeutung.

- Bei Schienenwegen kommt noch die Ausgestaltung der Oberleitungen als maßgeblicher Parameter hinzu.

- Bei Flughäfen spielen v. a. die Lage im Raum, Biotoptypen auf dem Flughafengelände, landschaftliche Gegebenheiten im Umfeld und das Flugverkehrsaufkommen eine Rolle (vgl. auch den von Morgenroth 2003 entwickelten Index zur Berechnung der Flugsicherheitsrelevanz von Vogelarten).

Die nachfolgende Kurzcharakterisierung der relevanten Projektparameter basiert auf den Vorarbeiten von Bernotat (1997) bzw. Bernotat & Dierschke (2021):

1. Verkehrsdichte / Verkehrsaufkommen

Zahlreiche Untersuchungen stellen bei Straßen mit höherem Verkehrsaufkommen auch höhere Vogelverluste fest als bei Straßen mit geringem Verkehrsaufkommen (vgl. z. B. Hansen 1969, Oxley et al. 1974, Odzuck 1975, Heinrich 1978).

In der Regel steigt mit zunehmendem Verkehrsaufkommen die Wahrscheinlichkeit einer Kollision offenbar stärker an, als die durch regelmäßigeren Verkehrsfluss ermöglichten Lerneffekte (vgl. dagegen Bergmann 1974:13f.) oder die durch Lärmimmissionen bedingte Verdrängung (vgl. Wirkfaktor 5-2) eine Reduktion der Verlustrate bewirken können.

2. Verkehrsgeschwindigkeit

Viele Autoren weisen darauf hin, dass auch die Verkehrsgeschwindigkeit die Rate der Verkehrsopfer unter Vögeln beeinflusst (vgl. z. B. Martens 1962:221, Wäscher et al. 1988:51, Hammerich 1993:125ff., Roll 2004, Canal et al. 2019). Sehr schnell fahrende Fahrzeuge können von Vögeln offensichtlich nicht rechtzeitig wahrgenommen bzw. nicht richtig eingeschätzt werden, so dass es vermehrt zu Kollisionen kommt. Unklar ist derzeit noch, nach welcher Funktion die Gefährdung mit der Geschwindigkeit zunimmt und ob es gewisse Schwellenwerte gibt, ab denen stark vermehrte Verluste auftreten.

Wäscher et al. (1988:51) stellen eine deutliche Erhöhung der Verkehrsverluste bei Geschwindigkeiten über 40 km/h fest. Löhrl (1950:133) kommt zu dem Ergebnis, dass Goldammern bei Fahrzeuggeschwindigkeiten von 40-50 km/h oft noch entkommen können. Als Schwellenwert, ab dem die Gefahr für Vögel, von Autos erfasst zu werden, stark ansteigt, nennt Hodson (1960:224ff.) 55 km/h und Hammerich (1993:127) 50-60 km/h.

Roos (1978, zit. In Hammerich 1993:126) geht davon aus, dass die meisten Unfälle mit Vögeln bei einer Geschwindigkeit von 70-80 km/h passieren. Illner (1992b:94) kommt bei Untersuchungen an Eulen zu dem statistisch signifikanten Ergebnis, dass der kritische Wert für Schleiereule, Waldohreule und Waldkauz bei ca. 80 km/h, beim Steinkauz bei ca. 60 km/h liegt, da bei diesen Geschwindigkeiten bezogen auf einen Kilometer Straße um ein Vielfaches (21 mal) mehr Eulen getötet wurden als bei Straßen mit geringeren Geschwindigkeiten.

3. Trassierung

Die Gestaltung des Trassenprofils hat ebenfalls einen Einfluss auf die Verkehrsverluste. Bei höhengleicher Trassenführung und insbesondere bei Dammlage ereignen sich aufgrund der ungünstigeren, da niedrigeren, Überfluglinie mehr Kollisionen als bei Trassen, die im Einschnitt verlaufen (vgl. z. B. Löhrl 1950:135, Wäscher et al. 1988:47f., Institut für Naturschutz und Tierökologie 1977:103). Bereiche mit trassenbegleitenden Erdwällen oder Lärm¬schutz¬wänden weisen bezogen auf überfliegende Arten eine verringerte Unfallrate auf (Wäscher et al. 1988:48).

4. Landschaftliche Situation

Ein wesentlicher Faktor ist die an die Trasse angrenzende Gelände- und Vegetationsstruktur. Verschiedene Untersuchungen weisen darauf hin, dass die Zahl der Verkehrsopfer unter Vögeln bei reich gegliederten Landschaften mit höheren Siedlungsdichten und bei geeigneten Brut- und Nahrungshabitaten im unmittelbaren Trassenrandbereich deutlich erhöht ist (z. B. Smettan 1988:43, Hammerich 1993:135ff., Steiof 1996:530, Morgenroth 2003).

5. Lage im Raum

Hinsichtlich der Lage im Raum und der Ausrichtung sind v. a. Anordnungen quer zu den (Haupt-)Flugbewegungen problematisch. Dazu können z. B. auch lineare Strukturen (wie Hecken, Säume, Waldschneisen, Gräben oder Bäche) oder Lebensraumgrenzen (z. B. Waldrand, Ufer) zählen, da sich Vögel in ihrem Flug- bzw. Wanderverhalten häufig an solchen 'Leitstrukturen' orientieren (z. B. Löhrl 1950:135, Reck & Kaule 1992:88, Hammerich 1993:136). Grundsätzlich kann es auch von Bedeutung sein, welchen relativen Anteil eine Trasse (z. B. Brücke) am Flugraum / -korridor (z. B. Talraum) einnimmt, da hierdurch die Möglichkeiten des seitlichen Ausweichens der Vögel mit beeinflusst werden können.

6. Trassenbegleitvegetation

Die Wirkungen von Trassebegleitgrün auf die Verkehrsopferrate von Vögeln sind sehr vielfältig. Einerseits weist eine strukturreiche Trassenbegleitvegetation höhere Siedlungsdichten und somit auch höhere Verkehrsverluste auf (vgl. z. B. Wäscher et al. 1988:53, Steiof 1996:530ff., Menz 2003), es liegt ein typischer Falleneffekt vor. Andererseits schützt ein deutlich strukturierter Horizontüberstand der straßenbegleitenden Gehölze offensichtlich Vögel vor dem Verkehrstod, indem die Überflughöhe gesteigert wird (Bay & Rodi 1990:93f., Menz 2003).

7. Gestaltung der Oberleitungen bei Schienenwegen

Die Oberleitungen an Bahnanlagen stellen einen maßgeblichen zusätzlichen Gefährdungsfaktor dar, der bei der Wirkungsprognose entsprechend zu berücksichtigen ist. Nähere Informationen hierzu finden sich unter den eingangs genannten Publikationen und unter dem Thema Freileitungen im Kontext anlagebedingter Mortalität (Wirkfaktor 4-2).

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Empfindlichkeiten von Arten und räumlichen Konstellationen:

Grundsätzlich muss auch bei der betriebsbedingten Mortalität von artspezifischen Empfindlichkeiten ausgegangen werden, die aus unterschiedlichen Verhaltensweisen resultieren und die somit zu berücksichtigen sind. Dabei spielen v. a. folgende Parameter eine Rolle:
1. Mobilität und Flughöhe bei Trassenquerungen,
2. Flug- und Manövrierfähigkeiten,
3. Attraktions- bzw. Störwirkungen der Verkehrsflächen,
4. Artspezifisches Fluchtverhalten.

1. Mobilität und typische Flughöhe bei Trassenquerungen

Eine besondere Empfindlichkeit kann grundsätzlich jenen Vogelarten zugesprochen werden, die eine hohe Mobilität und große Aktionsradien aufweisen und obligatorisch auf verschiedene, i. d. R. räumlich getrennt liegende Teillebensräume angewiesen sind.

Für die Mortalität spielt das Flugverhalten eine zentrale Rolle. So ist z. B. von großer Bedeutung, inwieweit die (regelmäßigen) lokalen Flugbewegungen (z. B. Nahrungs-, Balz- oder Schlafplatzflüge) im Bereich der Trassen und zudem so niedrig stattfinden, dass sie von Fahrzeugen erfasst werden können.

Arten mit Lebensräumen in bodennahen Vegetationsschichten (Staudenfluren, Röhrichte, Gebüsche, Unterholz) sind vermutlich besonders durch Verkehrstod betroffen, da ihre Flugbahn bei einem Ortswechsel i. d. R. niedriger verläuft (Steiof 1996:528).

Bay & Rodi (1991:92ff.) konnten durch eine Kontrolle des Flugverhaltens von Vögeln (3.038 Individuen) beim Überqueren einer Bundesstraße nachweisen, dass die einzelnen Vogelarten ein durchaus unterschiedliches Überflugverhalten zeigen. Die Ergebnisse führten zu der naheliegenden Erkenntnis, dass Arten mit niedriger durchschnittlicher Überflughöhe häufiger Unfallopfer werden. Auch Hammerich (1993:62ff.) ermittelte im Rahmen seiner Untersuchung für die verschiedenen Vogelarten unterschiedliche Überflughöhen.

Kneitz & Oerter (1997) untersuchten das Verhalten von an Gewässern entlang fliegenden Vögeln an Brückenbauwerken und konnten dabei artspezifische Unterschiede dahingehend feststellen, ob die Brücken eher unter- oder überflogen werden, wobei bei letzterem ein entsprechendes Kollisionsrisiko auftreten kann (vgl. auch FGSV 2008:30).

Der Gefährdungsgrad erhöht sich zudem auch, wenn die Fortbewegung 'langsam und laufend' stattfindet. Dies ist z. B. bei allen Arten der Fall, die regelmäßig ihre Jungen zwischen Teilhabitaten führen (z. B. Enten, Kranich, Wiesenlimikolen wie Großer Brachvogel oder Kiebitz) oder grundsätzlich ungern fliegen (z. B. Rebhuhn, Wachtel, Wachtelkönig, Fasan).

Aufgrund typischer Bewegungsmuster ordnet Hammerich (1993:142f.) (im Hinblick auf Straßen) einigen Vogelarten verschiedenen Gefährdungskategorien zu. Diese Angaben sollten jedoch nicht zu eng interpretiert werden, da die Verhaltensweisen von Vögeln letztlich auch stark von den an die Straße grenzenden Vegetationsstrukturen abhängig sind und sich nicht für jede Art verallgemeinern lassen. Dennoch stellt dieser Ansatz ein gutes Beispiel dar, sich mit den artspezifischen Empfindlichkeiten von Vögeln gegenüber Straßenverkehrstod auseinanderzusetzen und kann daher für planerische Abwägungen wertvolle Hinweise liefern.

Für die Beurteilung der Kollisionswahrscheinlichkeit mit Flugzeugen können eher die im Bereich der anlagebedingten Mortalität zusammengestellten Quellen zur Flughöhe von Vogelarten herangezogen werden.

2. Flug- und Manövrierfähigkeiten

Neben der Flughöhe sind ggf. auch die Flug- und Manövrierfähigkeiten zu beurteilen. Rayner (1988, zit. In Bevanger 1998) analysiert die artspezifische Flügel-Flächenbelastung und die Flügelstreckung von Vögeln und unterteilt sechs Hauptgruppen hinsichtlich ihrer Manövrierfähigkeit, um damit Anhaltspunkte für deren Kollisionsrisiko ableiten zu können. Garthe & Hüppop (2004) haben im Rahmen ihres 'species sensitivity index' gegenüber Offshore-Windparks für verschiedene Seevogelarten die Manövrierfähigkeiten auf einer Skala von 1 bis 5 eingestuft.

3. Attraktions- bzw. Störwirkungen der Verkehrsflächen, artspezifische Verhaltensmuster

Es ist im Einzelfall zu prüfen, ob es eine risikoerhöhende Attraktionswirkung der Trasse auf die Art gibt (z. B. durch typisches Nahrungsangebot, Ansitzwarten, Randbepflanzung etc.) bzw. inwieweit die artspezifische Empfindlichkeit gegen die vom Projekt ausgehenden Störwirkungen (vgl. Wirkfaktoren 5-1 bis 5-4) zwar zu Lebensraumverlusten führen, jedoch andererseits das Mortalitätsrisiko reduzieren.

Insbesondere Arten, die typischer Weise an Straßen/Schienenwegen oder in der begleitenden Randvegetation nach Nahrung suchen, werden nachgewiesenermaßen auch oft Verkehrsopfer. Daher kann für einige Arten von einem sog. 'Falleneffekt' gesprochen werden. Die Vögel werden durch die leichte Erreichbarkeit von Nahrung auf oder an die Trasse gelockt, wo der Fahrzeugverkehr ihnen dann jedoch zum Verhängnis wird (Reck & Kaule 1992:79). Sehr häufig an Straßen angetroffen werden folgende Gruppen:

Verwerter von Aas und verletzten Tieren:

Arten, wie z. B. Mäusebussard, Rotmilan, Uhu, Rabenkrähe, Kolkrabe, Elster, Lachmöwe oder Silbermöwe nutzen mehr oder weniger regelmäßig die an Straßen überfahrenen Tiere als Nahrungsquelle (vgl. Bergmann 1974:20, Tamm 1976:200f., Hammerich 1993:141, Ellenberg et al. 1981:99). Im Winter verstärkt sich die Attraktivität der Straßen (und auch Schienenwege) z. T. noch, da bei Schneelagen die Erreichbarkeit von Nagetieren in der freien Landschaft erschwert ist und die Vögel verstärkt Aas als Nahrungsgrundlage nutzen. Dementsprechend hoch ist z. B. die Zahl winterlicher Greifvogelopfer an Straßen (vgl. Bosch 1992:109ff.).

Seeadler werden vergleichsweise häufig Opfer des Bahnverkehrs. Langgemach & Sömmer (2001) geben für Bahnstrecken im Land Brandenburg 22 Funde von insgesamt 105 Verlusten an. In den meisten Fällen war ein Zusammenhang mit Unfallwild auf den Gleisen erkennbar, und nicht selten wurden dadurch mehrere Adler (sowie Bussarde und andere Vögel) gleichzeitig angezogen. Die Adler verunglückten überwiegend im Winterhalbjahr.

Kleinsäugerjäger:

In den durch extensive Pflege offen gehaltenen Böschungen von Straßen- oder Schienenwegen können sich stabile Mäusepopulationen halten, die für Greifvögel und Eulen gut erreichbar sind (Bourquin 1983:168, Van der Tempel 1993:10, Steiof 1996:528). Dies gilt besonders dann, wenn entlang der Straßen zusätzlich Ansitzwarten (z. B. Bäume oder Straßenpfähle) vorhanden sind. Durch diese enge Nachbarschaft geeigneter Nahrungshabitate zur Straße erhöht sich das Risiko von Verkehrsverlusten z. B. für Mäusebussard, Rotmilan, Turmfalke, Schleiereule, Waldohreule, Waldkauz, Steinkauz oder Uhu. Bei Schienenwegen kommt den Leitungen - insbesondere in ausgeräumten und strukturarmen Landschaften - ein Anziehungspotenzial als Ansitzwarten zu, was in gewissem Umfang eine Risiko erhöhende Fallenwirkung impliziert.

Insektenjäger:

Heinze (1990:6) geht davon aus, dass die Aufheizung der Asphaltdecke zu einer hohen Insektendichte im engeren Trassenbereich führt, die insektenfressende Kleinvögel anzuziehen vermag. Insbesondere bei ungünstigen Wetterlagen stellen Straßen daher z. B. für Schwalben und Mauersegler günstige Jagdreviere dar, die in niedrigem Flug abgeflogen werden. Weitere typische Arten sind beispielsweise Bachstelze, Haubenlerche, Hausrotschwanz, Grauschnäpper, Neuntöter, Steinkauz oder Ziegenmelker (vgl. Hammerich 1993:141, Bergmann 1974:10,17, Ellenberg et al. 1981:95ff.).

Vorwiegend herbivore Arten:

Das Aufsammeln von Samen (z. T. auch Magensteinen) im straßennahen Bereich (z. B. Bankett) wird Arten wie Haus- und Feldsperling, Hänfling, Grünfink, Stieglitz, Girlitz, Star, Haustaube, Türken- und Ringeltaube relativ häufig zum Verhängnis (vgl. z. B. Hammerich 1993:141f., Bergmann 1974:12).

Offenlandarten, Arten der Feuchtgebiete:

Bei Flughäfen sind es häufig die weiträumig offenen Grünlandflächen, die für das entsprechende Artenspektrum an Brut- und Gastvögeln eine hohe Anziehung aufweisen.

4. Artspezifisches Fluchtverhalten

Aufgrund artspezifischer Verhaltensmuster entweder gerichteten Ausweichverhaltens oder mehr oder weniger ungerichteten Fluchtverhaltens werden Vogelarten des erstgenannten Verhaltenstypus seltener Verkehrsopfer, als dies ihrer Häufigkeit an Straßen entspricht. Dazu zählen z. B. Rabenkrähe, Saatkrähe, Elster oder Bachstelze (vgl. z. B. Tamm 1976:200f., Steiof 1996:529, Hammerich 1993:143), die verhaltensbedingt im Einwirkungsbereich des Straßenverkehrs einer geringeren Gefährdung ausgesetzt sind. Den Rabenvögeln dürfte dank ihrer relativ hohen Intelligenz eine Einschätzung von Gefahrensituationen möglich sein. Bei der zweiten Gruppe eher ungerichtet flüchtender Arten muss von einer hohen Gefährdung gegenüber Straßenverkehrstod ausgegangen werden.

Bernotat & Dierschke (2021, Teil II.2) stufen das straßenverkehrsbedingte Kollisionsrisiko aller in Deutschland heimischen Brut- und Gastvogelarten auf einer fünfstufigen Skala von sehr gering bis sehr hoch ein.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

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

Innerhalb eines Schutzgebiets mit geschützten Vogelbeständen sind daher die Beeinträchtigungen durch Straßen, Schienenwege oder Flugplätze, die zu einer erhöhten Mortalität für die geschützten Arten führen können, prinzipiell immer relevant und auf ihre Erheblichkeit hin zu untersuchen.

Aufgrund der großräumig wirksamen Struktur von Straßen und Schienenwegen gilt dies häufig auch bezüglich der Zerschneidungswirkungen (Barriere und/oder Mortalität) zwischen dem Schutzgebiet und seiner Umgebung, wenn Hinweise auf dort vorkommende wesentliche Teillebensräume bzw. Teilbestände mit räumlich-funktionalen Beziehungen zum Gebiet vorliegen, sowie bei Zerschneidungswirkungen zwischen dem Schutzgebiet und anderen Schutzgebieten.

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

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

Literaturangaben als Orientierungswerte für Flächenansprüche und Mobilität (z. B. zu Aktionsräumen, Reviergrößen, Nestabständen, Dichten etc.) sind separat unter 'Raumbedarf und Aktionsräume von Arten' zusammengestellt.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

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

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

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

Soweit die Bestände der Art und ihre Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Erheblichkeitsschwelle grundsätzlich bei jeder signifikanten Barrierewirkung zwischen Teilhabitaten im Gebiet überschritten. Im Einzelfall gilt dies auch bei Barrierewirkungen zwischen dem Schutzgebiet und seiner Umgebung bzw. zwischen verschiedenen Schutzgebieten, sofern hierbei maßgebliche räumlich-funktionale Beziehungen signifikant beeinträchtigt werden.

Für die Bewertung einer projektbedingt erhöhten Mortalität sind verschiedene artspezifische und populationsbezogene Parameter einzubeziehen. Dazu zählen die natürliche Reproduktionsrate und Sterblichkeit, durchschnittliches Lebensalter der Tiere, Bestandsgrößen und allgemeine Gefährdungssituation.

Kahlert et al. (2005:49) kommen zu dem Ergebnis, dass grundsätzlich eine hohe jährliche Überlebensrate erwachsener Tiere (>0.7 auf einer Skala von 0 bis 1) mit einer niedrigen Reproduktionsrate korreliert ist (Gelegegröße 1-4). Viele Wasservögel wie z. B. Taucher, Schwäne, Eiderenten oder Watvögel und Greifvögel haben diese artspezifischen Populationskennzeichen und sind daher grundsätzlich gegenüber einer erhöhten anthropogenen Mortalität anfälliger und können die Verluste schlechter ausgleichen. Im Gegensatz dazu haben die meisten Singvogelarten niedrige jährliche Überlebensraten erwachsener Vögel, aber eine hohe Reproduktionsrate. Daher ist diese Gruppe weniger anfällig gegenüber zusätzlich erhöhter Mortalität und hat das Potenzial, sich von Populationsabnahmen relativ schnell zu erholen.

Tendenziell sind Arten mit hoher Lebenserwartung und geringerer Reproduktionsrate (K-Strategen) und/oder geringeren Beständen im Schutzgebiet bzw. einer allgemeinen Gefährdungseinstufung und ohnehin negativer Populationsentwicklung stärker beeinträchtigt als Arten mit geringer Lebenserwartung und hoher Reproduktionsrate (r-Strategen) und/oder großen Beständen im Schutzgebiet bzw. einer allgemein weiten Verbreitung und fehlenden Gefährdung in Deutschland (vgl. auch Bernotat 1997:108ff., Hüppop et al. 2005a, Kahlert et al. 2005:49, Hötker et al. 2004:48, Lambrecht et al. 2004b:332, Horch & Keller 2005:18, Bernotat & Dierschke 2016).

Bei Arten der ersten Kategorie kann bereits der Verlust von Einzelindividuen zu Konsequenzen für eine örtliche Population führen (vgl. z. B. auch Institut für Naturschutz und Tierökologie 1977:101, Reichenbach 2003:135, Horch & Keller 2005:19f., Percival 2005:197, Landesamt für Natur und Umwelt des Landes Schleswig-Holstein 2008:21) und muss ggf. als erheblich eingestuft werden.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Bernotat & Dierschke (2016/2021) haben mit dem sog. Mortalitäts-Gefährdungs-Index (MGI) ein einheitliches Klassifizierungssystem für die Einstufung von Arten hinsichtlich ihrer Empfindlichkeit gegenüber zusätzlicher anthropogener Mortalität entwickelt. Über einen gestuften methodischen Ansatz wurden dabei sowohl verschiedene populationsbiologische Parameter wie die Mortalitätsrate, das maximale Lebensalter, das Alter beim Eintritt in die Reproduktion, das Reproduktionspotenzial, die Reproduktionsrate sowie Bestandsgröße und Bestandstrend der Arten als auch verschiedene naturschutzfachliche Parameter wie z. B. der Gefährdungsgrad, die Häufigkeit, der Erhaltungszustand und die nationale Verantwortlichkeit Deutschlands für die Arten berücksichtigt.

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

In einem nächsten Schritt wurde für alle heimischen Vogelarten jeweils das Kollisionsrisiko an Freileitungen durch Leitungsanflug, das Stromtodrisiko an Mittelspannungsleitungen, das Kollisionsrisiko an Straßen und das Kollisionsrisiko an Windenergieanlagen (an Land und offshore) in einer 5-stufigen Skala von sehr gering bis sehr hoch eingestuft. Diese Bewertung basiert auf Totfundzahlen, Kenntnissen zur Biologie und zum Verhalten der Art, auf publizierten Skalierungen sowie eigenen Einschätzungen. Dieses vorhabentypspezifische Tötungsrisiko wurde dann mit der allgemeinen Mortalitätsgefährdung (MGI) der Art zu einer vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung (vMGI) aggregiert.

Darauf aufbauend wurde schließlich ein methodischer Ansatz zur Bewertung von Tötungsrisiken im Hinblick auf konkrete rechtliche Verbotstatbestände unter Berücksichtigung des konstellationsspezifischen Risikos im jeweiligen Einzelfall erarbeitet.
Dabei gehen auch die konkrete Konfliktträchtigkeit des jeweiligen Vorhabens sowie die betroffenen Individuenzahlen bzw. ihre Nutzungsfrequenz im Gefährdungsbereich des Vorhabens ein.

Der Bewertungsansatz soll die Prognose und Bewertung der Mortalität im jeweiligen Einzelfall nicht ersetzen, die differenzierten und auf naturschutzfachlichen Grundlagen beruhenden Einstufungen bieten aber einen transparenten und objektiven Bewertungsrahmen für die Bewertung von Mortalitätsrisiken in entsprechenden Prüfungen.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Verschiedene Autoren verdeutlichen, dass sich eine durch anthropogene Verkehrsverluste erhöhte Mortalität in bestimmten Konstellationen auch erheblich auf lokale (Teil-)Populationen auswirken kann.

So stellte Heinze (1990:1ff.) gravierende Verkehrsverluste für die Kreisstraße 114 fest, die zwei national bedeutsame Naturschutzgebiete schneidet. Nach seinen Angaben sterben dort jährlich schätzungsweise ca. 15-20 % der juvenilen und ca. 30 % der adulten Teich-, Sumpf- und Schilfrohrsänger (Rote Liste 2 in Nds.) den Verkehrstod. Es bestehe somit die Gefahr, dass eine einzige Autotrasse regional das Aussterben einer Vogelart herbeiführen könne.

Auch Hammerich (1993:103) stellt im gleichen Gebiet bei seiner umfangreichen Untersuchung im Auftrag des Niedersächsischen Landesverwaltungsamtes fest, dass bei den röhrichtgebundenen Arten Teich- und Sumpfrohrsänger, Rohrammer und Beutelmeise jeweils etwa ein Viertel der straßennahen Brutvogelpopulation im Straßenverkehr ums Leben kam. Von den 22 auf zwei Streckenabschnitten ermittelten Teich- und Sumpfrohrsänger-Männchen hatten offenbar nur vier Individuen den Juli überlebt. Dies bedeutet, dass in diesem Bereich 82 % aller Revierinhaber durch den Straßenverkehr getötet worden sind (ebd.:105). Die höchsten relativen Verluste treten nach seiner Auffassung i. d. R. bei den seltenen Brutvögeln des an die Straße angrenzenden Gebietes auf. Auch er kommt daher zu dem Ergebnis, dass der Straßenverkehr für kleine (vielleicht auch isolierte) Brutbestände einer Vogelart unter ungünstigen Verhältnissen das Aussterben bewirken kann.

Eine Besonderheit dieser Straße ist der hohe Anteil gefährdeter Arten an den Verkehrsopfern. Von den 92 durch Verkehrstod betroffenen Brut- und Gastvogelarten waren 38 (41 %) gefährdete Arten der Roten Listen, darunter sieben vom Aussterben bedrohte Arten (Rote Liste 1) (Heinze 1990:2f.).

Straßen in so bedeutsamen Lebensräumen wie diesen Naturschutzgebieten können zu einer erheblichen Beeinträchtigung der Population eines großen Gebietes führen, da sie tödliche Fallen im Sinne von 'Populationssenken' für Arten darstellen, die ihren Lebensraum nur noch in solchen scheinbaren 'Oasen' inmitten der ausgeräumten Landschaft finden (vgl. z. B. Heinze 1990:9, Mumme et al. 2000).

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Für die Frage der Erheblichkeit sind immer auch die verschiedenen Wirkprozesse kumulativ zu betrachten. Da neben der betriebsbedingten Mortalität, insbesondere bei Straßen, Schienenwegen und Flughäfen, vielfache weitere Beeinträchtigungen aufgrund der Flächeninanspruchnahme und der verschiedenen strukturellen, akustischen und optischen Störwirkungen kumulativ zu berücksichtigen sind, wird hier schnell eine hohe Beeinträchtigungsintensität erreicht.

Innerhalb von Natura 2000-Gebieten mit nach den Erhaltungszielen geschützten Vogelarten werden solche Anlagen daher häufig zu erheblichen Beeinträchtigungen führen und somit nicht oder nur über eine etwaige Abweichungsprüfung nach § 34 Abs. 3-5 BNatSchG zu realisieren sein.

Die betriebsbedingt erhöhte Mortalität von Projekten außerhalb bzw. angrenzend an Schutzgebiete kann nur im Einzelfall beurteilt werden.

4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität

Die Saatkrähe gehört nach Bernotat & Dierschke (2016) hinsichtlich der vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung durch Kollision an Straßen als Brutvogel zu den Arten der Klasse C mit einer "mittleren" Mortalitätsgefährdung. Auch als Gastvogel zählt sie zu den Arten der Klasse C mit einer "mittleren" Mortalitätsgefährdung.

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)

Einstufung der Saatkrähe als Brutvogel hinsichtlich der Lärmempfindlichkeit an Straßen: "Brutvogelarten ohne spezifisches Abstandsverhalten zu Straßen und für die der Verkehrslärm keine Relevanz besitzt". Begründung: "Koloniebrüter".

5-1 Akustische Reize (Schall)

Als Relevanzschwelle für Störungen an Straßen wird für die Art eine Fluchtdistanz von 50 m angegeben.

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)

Der Autor stellt aufgrund von Untersuchungen zum Einfluss von WEA auf Vogelarten in Aachen fest:
"Rabenvögel erweisen sich als weitestgehend unempfindlich gegenüber Windkraftanlagen. Schwärme von Saat- und Rabenkrähen, teilweise vergesellschaftet mit Dohlen, nutzen die Flächen innerhalb wie außerhalb des Windparks in gleichem Maße. Dabei sitzen die Vögel vielfach direkt unter den laufenden Anlagen und auch ihre Flüge innerhalb der Fläche finden in niedriger Höhe, unterhalb des Rotorniveaus statt."

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

"Eine Beeinträchtigung der Schlafplatzsysteme [Anm.: in Wien; BearbeiterInnen FFH-VP-Info] durch Windkraftwerke oder Windparks könnte wahrscheinlich nur durch große Nähe zu den Schlafplätzen selbst verursacht werden, weniger oder gar nicht auf Hauptflugrouten. Panikreaktionen und Aufsplittung von Trupps, wie sie Winkelman (1992c) für schlafplatzfliegende Möwen beschrieben hat, könnten aber auf Hauptflugrouten auch bei Krähen und Dohlen auftreten. Vor allem in strengen Wintern könnte dies die Kondition von Saatkrähen (und Dohlen) beeinträchtigen."

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

Im Rahmen einer Literaturauswertung über die Auswirkungen von WEA auf Vögel wird auf zwei Studien verwiesen, die eine Barrierewirkung von WEA auf Saatkrähen feststellen.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

"Understorey [Anm.: in urban parks; BearbeiterInnen FFH-VP-Info] reduced alert distances for crows, rooks, jackdaws and magpies. Although they occasionally entered it (< 12%), more often they returned to grass hidden from view by the understorey (23%)."

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).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

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).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

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).

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

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.

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.

5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)

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)

Die Autoren geben für die Saatkrähe als Empfindlichkeit gegenüber anthropogenen Störungen 50 m als planerisch zu berücksichtigende Fluchtdistanz an. Dieser Orientierungswert gilt für die freie Landschaft, da Individuen der Art im Siedlungsbereich meist deutlich verringerte Flucht- bzw. Stördistanzen aufweisen.

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)

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 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.'

5-3 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).

5-3 Licht

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.

5-4 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)

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.

6-1 Stickstoff- u. Phosphatverbindungen / Nährstoffeintrag

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.

6-2 Organische Verbindungen

Unter organischen Verbindungen, die als Umweltgifte für Vögel akut oder chronisch schädigend sein können, werden insbesondere Öle, Lösungsmittel, Industriechemikalien als chemische Grundstoffe wie Benzol, Propan, Formaldehyd, Per- und polyfluorierte Alkylverbindungen (PFAS) sowie (chlorierte) Kohlenwasserstoffe und die davon abgeleiteten Substanzen wie z. B. Weichmacher zusammengefasst.

Ein erheblicher Anteil der Gesamtbelastung mit organischen Verbindungen stammt aus dem großflächigen Einsatz in der Landwirtschaft und diffusen Quellen wie Autoverkehr, Verbrauch im Alltag sowie aus der Verwendung von Pharmazeutika. Die Transportwege entsprechen den unter Wirkfaktor 6-1 für Nährstoffe (mit denen diese oft komplex verbunden sind) beschriebenen Verhältnissen, wobei nur vergleichsweise wenige Einträge organischer Belastungen über atmosphärische Niederschläge zustande kommen. Das erhöhte Gefährdungs- und Kontaminationspotenzial für Vögel der überwiegend aquatischen Lebensräume durch Akkumulation und Sedimentation wird unter Wirkfaktor 6-1 beschrieben.

Vögel reagieren auf Umweltgifte z. T. empfindlicher und schneller als der Mensch. In den höchsten Trophieebenen (Endgliedern) z. T. langer Nahrungsketten reichern sich Schadstoffe an, insbesondere bei karnivoren Greifvögeln und fischfressenden Arten wie z. B. Seevögeln (vgl. Lozán et al. 1994, Becker 2001, Richarz 2001:172ff., Muñoz Cifuentes 2004). Grundsätzlich bestimmen artspezifische v. a. aber individuelle Nahrungszusammensetzungen das Kontaminationsniveau (vgl. z. B. Ellenberg et al. 1984:403, Becker et al. 1985a, 1991, Mattig et al. 2000).

Organische Verbindungen werden von Vögeln im Fettgewebe akkumuliert und wirken insbesondere bei der Reproduktion und unter hohen physischen Belastungen, z. B. in Mangelzeiten oder während des Vogelzuges, biologisch beeinträchtigend oder schädigend (Heidmann et al. 1987:76).

Empfindlichkeiten gegenüber organischen Verbindungen sind vielfältig und oft wirkstoffspezifisch. So greift z. B. DDE in den Calciumhaushalt der Vogelindividuen ein. Auswirkungen sind z. B. die Reduzierung der Bruchfestigkeit von Eischalen. Polychlorierte Biphenyle (PCB) wirken ab Konzentrationen von 3-5 ?g/g Ei embryotoxisch (Becker et al. 1993, Muñoz Cifuentes 2004). Weiterhin sind Wirkungen der persistenten chlorierten Kohlenwasserstoffe auf das Nervensystem bekannt wie z. B. Hyperaktivität und weniger effektives Nestbauverhalten (Dobson 1981, zit. in Heidmann et al. 1987:76). PCB sind technische Gemische aus Kongeneren mit unterschiedlichem Chlorierungsgrad, wobei mit höherer Chlorierung auch die Akkumulation in biologischen Systemen steigt (Becker et al. 1991, Beyerbach et al. 1990, 1993).

Stoffe wie Benzol weisen ein z. T. unterschiedliches Wirkungsspektrum auf, zu dem karzinogene bzw. genotoxische Wirkungen sowie bei längerfristiger Exposition von Wirbeltieren Schäden am Knochenmark und blutbildenden System zählen.

Für die Seevogelarten, Herings-, Silber- und Mantelmöwe, wurden an der süd-westfranzösischen Atlantikküste im Rahmen einer dreijährigen Untersuchung die Belastungen mit verschiedenen PFAS und mögliche Auswirkungen auf die Individuen untersucht. Hohe Konzentrationen dieser Umweltschadstoffe korrelierten mit schlechter Körperkondition bei auffallend geschlechtsspezifischer Verteilung. Bei Mantelmöwen deutete sich ein Zusammenhang mit gestörter Ausschüttung des Schilddrüsenhormons TT3 an, das wichtige Körperfunktionen wie Wachstum und Entwicklung, Körpertemperatur und Herzschlag steuert (Sebastiano et al. 2021). Untersuchungen von PFAS-Belastungen junger Seevögel (Sturmtaucher, Möwen, Seeschwalben, Pelikane) an der Atlantikküste der USA ergaben Hinweise auf Beeinträchtigungen des Fettstoffwechsels in der Leber (Robuck et al. 2020). Fette haben eine Schlüsselfunktion bei Reproduktion, Zugleistungen sowie Gesundheit und Fitness der Individuen.

In der Literatur werden Exposition und Aufnahme verschiedener Stoffgruppen oft unter Umweltschadstoffen oder Umweltchemikalien und deren Wirkungen auf Vögel zusammengefasst untersucht. Im Rahmen von FFH-VP-Info erfolgt jedoch eine differenzierte Darstellung verschiedener Stoffgruppen bzw. Wirkmechanismen. So werden organische Verbindungen mit Schwermetallen wie z. B. Methyl-Quecksilber unter Wirkfaktor 6-3 (Schwermetalle), endokrine Wirkungen von Stoffen, also auf Hormonsystem, Organe und Stoffwechsel, z. B. von PCB oder Dioxinen, zusätzlich unter Wirkfaktor 6-8 (endokrin wirkende Stoffe) beschrieben. Organische Metallverbindungen wie z. B. TBT (Tributylzinn) u. a. Chemikalien mit dem Einsatzzweck "Bekämpfung von Organismen" werden beim Wirkfaktor 8-3 (Pestizide) behandelt.

Konsequenzen toxisch relevanter Belastungen durch organische Verbindungen können - abhängig vom Umfang - z. B. Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang bis hin zu Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen sein.

Differenzierte Ausführungen zur Belastungssituation von Vögeln und deren Lebensräumen mit organischen Verbindungen sowie zu den möglichen Auswirkungen finden sich z. B. bei:
Becker et al. (1985a,b), Becker et al. (1991), Becker et al. (1992), Beyerbach et al. (1993), Disser et al. (1992), Becker (1994), Prüter et al. (1996), Becker et al. (1998), Kahle & Becker (2000), Thyen & Becker (2000), Becker (2001), Becker et al. (2001), Becker & Muñoz Cifuentes (2004), Muñoz Cifuentes (2004), Kenntner et al. (2006).
Einen Überblick zu Quellen, Anreicherung, Risiken und Regulierung von PFAS bietet ein Review von Abunada et al. (2020).

6-2 Organische Verbindungen

"In Britain other species for which shell thickness has declined [Anm.: as an effect of pesticides and PCBs; BearbeiterInnen FFH-VP-Info] are the heron Ardea cinerea (Prestt, 1970) and the kestrel Falco tinnunculus, merlin, hobby Falco subbuteo, osprey, rook Corvus frugilegus, carrion crow Corvus corone and shag Phalacrocorax aristotelis (Ratcliffe, 1970)."

6-2 Organische Verbindungen

Bei einer Untersuchung von fünf niedersächsischen Saatkrähen-Kolonien in 1982 und 1983 wurden in industrienahen Kolonien deutlich höhere PCB-Konzentrationen in Eiern und Lebern der Vögel festgestellt als in industriefernen. Zudem enthielten die "Proben aus Kolonien mit landwirtschaftlich intensiver genutztem Umfeld [...] in Einzelfällen vergleichsweise hohe Rückstände an Lindan und ß-HCH. Die Konzentrationen an ? DDT und hochchlorierten PCB nahmen von 1982 nach 1983 ab, die Lindan- und HCB-Konzentrationen hingegen nur in Eiern."

6-2 Organische Verbindungen

"All the Scanian Rooks investigated contained DDT or its metabolite. [...] That DDT was found in all but four samples of which three were adults indicates a steady intake in young birds via food."

6-3 Schwermetalle

Schwermetallkontaminationen stellen insbesondere für Vogelarten im höheren Trophieniveau wie Eulen, Greifvögel und Seevögel ein besonderes Problem dar. Ihre exponierte Stellung am Ende der Nahrungskette bedingt hohe Akkumulationsraten. Aber auch die Aufnahme von Aas, Aufbrüchen oder kranken Beutetieren kann zu einer erheblichen Belastung mit Schwermetallen führen. Eine besondere Bedeutung ergibt sich aus der hohen Toxizität dieser Stoffgruppe. Die Empfindlichkeit gegenüber verschiedenen Schwermetallen variiert sowohl zwischen den Vogelarten, wie auch individuell. Auch für Singvogelarten (Gorissen et al. 2005, Scheifler et al. 2006) und Gänse (Mateo 2009) können Schwermetallvergiftungen relevant sein.

Als Langzeitwirkungen von Luftverschmutzungen im Einwirkungsbereich von Metallverhüttungen in Finnland wurden von Eeva et al. (2002:234f.) Schwermetallkontaminationen als Ursache für den Bestandsrückgang von Vogelarten festgestellt. Dichteabnahmen wurden für Arten dokumentiert, die sich spezifischen nahrungsökologischen, der Aufnahme kontaminierter Nahrung besonders exponierten Gruppen zuordnen ließen. Subakute Vergiftungen wirken sich äußerlich sichtbar als Abmagerung, Verhaltensänderungen wie z. B. Verlust der Scheu vor Menschen oder als Muskelverkrampfungen aus (Bezzel & Fünfstück 1995).

Für Vögel sind sowohl akute wie auch chronische Vergiftungen mit den Schwermetallen Blei und Quecksilber besonders relevant (s. nachfolgende Datensätze). Diese potenziell toxischen Schwermetalle werden durch die Verbrennung fossiler Rohstoffe, Müllverbrennung, Industrie und Verkehr freigesetzt. Die Verwendung von Quecksilber als Saatgutbeizmittel (Becker 2003) führte zu Verlusten bei Saatkrähen und Seeadlern (Oehme 1981). Durch gesetzliche Reglementierungen sind inzwischen einige der größten Belastungsquellen der relevanten Schwermetalle wie z. B. quecksilberhaltige Saatgutbeizmittel in der landwirtschaftlichen Produktion ausgeschlossen. Ihre industrielle und pharmazeutische Verwendung ist insgesamt eingeschränkt und weiter rückläufig. Dementsprechend konnte auch für zahlreiche Arten und Artengruppen (zuletzt bei den Seevögeln) bei räumlichen Unterschieden seit den 1990er Jahren - von einem toxikologisch kritischen Niveau ausgehend - ein Rückgang der Kontamination festgestellt werden (z. B. Becker & Muñoz Cifuentes 2004).

Beim Blei ergibt sich eine andere Situation. Seit geraumer Zeit ist bekannt, dass Bleischrote bei der Jagd auf Wasservögel aus Flinten verschossen zu Bleivergiftungen führen. Insbesondere gründelnde, aber auch tauchende Enten nehmen die Bleischrote als Magensteinchen auf oder verwechseln sie mit Pflanzensamen. Zur Reduktion dieser Form von Bleivergiftungen hat Deutschland das "African-Eurasian Waterbird Agreement" (AEWA) unterzeichnet. Bisher haben aber nur ca. die Hälfte der Bundesländer entsprechende Korrekturen zum Verbot von bleihaltiger Schrotmunition für die Jagd auf Wasservögel in ihr Landesjagdgesetz übernommen.

Für den Bereich Brandenburg und Berlin wurden beispielsweise im Rahmen der Untersuchungen von Belastungen bei Greifvögeln und Eulen die höchsten Median- und Maximalwerte für Quecksilber in Organproben von Fisch- und Seeadlern sowie Habichten analysiert. Auffallend hohe Bleiwerte lagen nur für Seeadler vor. Bei Cadmium hatten Rotmilane, Mäusebussarde und Sperber die höchsten Medianwerte. Zinkkonzentrationen lagen unterhalb der Werte, die bei Vögeln mit Zinkintoxikationen nachgewiesen wurden. Wie bei der Belastungssituation durch Zink waren auch die Cadmiumwerte ohne toxikologische Relevanz (Kenntner et al. 2006).

Differenzierte Ausführungen zur Belastungssituation von Vögeln und deren Lebensräumen mit Schwermetallen sowie zu den möglichen Auswirkungen finden sich z. B. bei:
Weber et al. (1998), Becker (2001), Kenntner et al. (2004), Langgemach et al. (2006), Watson et al. (2009), Beyer et al. (2011).

Konsequenzen einer erhöhten Schwermetallbelastung können - abhängig vom Umfang - z. B. Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen sein.

6-3 Schwermetalle

A: Beeinträchtigungen durch Blei

Die toxikologische Relevanz von Blei als Umweltschadstoff aus Industrie-Emissionen wird aktuell als eher gering eingeschätzt (Langgemach et al. 2006:320f.). Altlasten sind jedoch immer noch in Hausmülldeponien, im Umfeld von Schießsportanlagen und an Straßenrändern. Entlang von Straßen wurden sowohl bei Insekten, Kleinsäugern als auch in Organen und Federn von verschiedenen Vogelarten erhöhte Bleikonzentrationen festgestellt, die jedoch unterhalb des toxischen Niveaus blieben (Reijnen & Foppen 1991:29, Demuth & Streit 1989:615).

Auch im Sediment von Flüssen, Seen und Meeren ist mehr oder weniger biologisch verfügbares Kontaminationspotenzial vorhanden. Reaktivierungen dieser Belastungsquellen ergeben sich auf natürlichen Wegen durch Sturmflut- und Tidedynamik, aber auch z. B. bei Ausbau, Vertiefung und Ausbaggerungen von Fahrrinnen sowie bei der Entschlammung von Hafenbecken.

Ein akutes Problem stellen Vergiftungen durch Bleimunition aus der Jagd dar. Die Kontamination erfolgt direkt über die Aufnahme von nach Nahrung gründelnden und tauchenden Wasservögeln (z.B. Mateo et al. 1997, 1998, 2000) oder als sekundäre Vergiftung von Greifvögeln durch die Erbeutung angeschossener Tiere sowie die Aufnahme von bleihaltigem Wildaufbruch. Aufgrund von erheblichen Todesfällen durch Bleivergiftungen bei Seeadlern ist die bleihaltige Büchsenmunition in den Fokus der Kritik geraten. Da alle bleihaltigen Büchsengeschosse eine Partikelwolke aus Bleifragmenten im erlegten Wildtier hinterlassen und Aufbrüche oder verendete beschossene Tiere eine wichtige Nahrungsquelle für Aasfresser darstellen, gelangt das Blei in die Nahrungskette von Greifvögeln (Krone 2008, 2011).

Unter den Greifvogelarten wurden für Seeadler die mit Abstand höchsten Empfindlichkeiten festgestellt. Bereits bei Bleiblutwerten von >1,2 ppm werden i. d. R. ausgeprägte Symptome entwickelt. Bei den Adlern äußern sich Bleivergiftungen in Apathie, Erbrechen, Anämie, Spasmen und zentralnervösen Ausfallerscheinungen bis hin zum qualvollen Tod. Nicht selten kollidieren vergiftete Individuen aufgrund von Reaktions- und Koordinationsstörungen mit Zügen oder anderen Hindernissen (Langgemach et al. 2006).

Letale, auf die Gämsenbejagung zurückzuführende Bleivergiftungen wurden z. B. bei Steinadlern (Bezzel & Fünfstück 1995) festgestellt. Auch bei Rohrweihen konnten in Spanien erhöhte Mortalität und geringere Reproduktion auf Bleivergiftungen zurückgeführt werden. Ansteigende Bleigehalte im Blut ließen sich bei den untersuchten Populationen mit der Jagdsaison in Verbindung bringen (Pain et al. 1997a:4f., Mateo et al. 1999:439).

Eine Übersicht über das Ausmaß der Bleivergiftungen bei Vögeln in Europa gibt Mateo (2006, 2009). Er listet neben 17 Greifvogelarten, auch die Stockente, Spießente, Tafelente, Weißkopfruderente, das Rothuhn, Rebhuhn, den Fasan und die Ringeltaube auf, die von Bleivergiftungen betroffen sind. Bleivergiftungen sind weltweit bei mindestens 23 Greifvogel- und Eulenarten, v. a. bei Aas fressenden Arten beschrieben (Kenntner et al. 2004, Langgemach et al. 2006, Pain et al. 2009).

6-3 Schwermetalle

B: Beeinträchtigungen durch Quecksilber

Quecksilber wird über metallorganische Verbindungen wie die unter Wirkfaktor 6-2 beschriebene Stoffgruppe von Umweltchemikalien im Organismus über die Nahrungskette angereichert. Jedoch lassen sich die Rückstandsverhältnisse dieses Schwermetalls nach Feststellungen von Heidmann et al. (1987) nicht so eindeutig mit den trophischen Positionen der Arten erklären wie bei den organischen Umweltschadstoffen. Anscheinend werden diese Beziehungen von Aufenthalten in stärker belasteten Herkunftsgebieten bzw. Hauptnahrungsgebieten der Individuen überlagert. Quecksilberkontaminationen können anders als bei organischen Umweltschadstoffen auch bei phytophagen Vogelarten ein hohes Niveau erreichen (Scherner 1982:22). Im aquatischen Nahrungsnetz sind fischfressende Arten höher kontaminiert (Becker 2003, Becker et al. 1985b, 1991, Mattig et al. 2000).

Charakteristisch für akute Quecksilbervergiftungen von Vögeln sind neurotoxische Wirkungen und ihr schleichender Verlauf bei ausgeprägten Latenzzeiten. Eine besondere Empfindlichkeit besteht bei embryonalen Organismen mit der Gefahr genetischer Schäden durch Chromosomenaufbrüche. Chronische subletale Quecksilbervergiftungen machen sich z. B. als Veränderungen von Verhaltensweisen bei Vögeln bemerkbar, die auf degenerative Veränderungen des Nervensystems zurückzuführen sind (Oehme 1981:360ff.). So wurde bei einem Silberreiher eine Störung von Muskelabläufen (Ataxie) und bei einer Stockente erhöhte Angstreaktion, infolge von Methyl-Quecksilber-Belastung festgestellt (Bouton et al. 1999 und Heinz 1979, zit. in Clotfelter et al. 2004).

Thompson (1996, zit. in Pain et al. 1999:65) weist darüber hinaus auf die Einschränkung der Fortpflanzungsrate bzw. des Schlupferfolges bei Eiern von Merlinen (Falco columbarius) hin, deren Quecksilberbelastung 3 ppm überschritt. Die in den 1980er Jahren am Elbeästuar bei Flussseeschwalbeneiern mit 7 mg/kg gemessene Belastung von Quecksilber (Becker 1994) gehörte zu den höchsten international gefundenen Werten, führte aber nicht zu vermindertem Schlüpferfolg (Becker et al. 1993).

6-3 Schwermetalle

In a study of rookeries in Poland, the authors found increased levels of the toxic metals cadmium (17.0 to 17.2 mg/kg dry weight) and lead (5.0 to 6.2 mg/kg dry weight) in all analyzed tissues from nestling rooks. In the case of cadmium, they concluded that "in the light of the literature data indicates acute contamination by this toxic metal." Furthermore, "GLM analysis did not show any statistically significant differences in tissue levels of minerals and both toxic metals among examined rookeries, which indicates the widespread presence of nonpoint Cd and Pb pollution linked to agricultural activity and similar levels of these inorganic contaminants on crop fields (feeding grounds) around breeding colonies. We concluded that high levels of both toxic metals, Cd and Pb, probably resulting from the diet of nestling rooks, are based mainly on a diet of ground-dwelling beetles gathered on crop fields."

6-3 Schwermetalle

"Der Gehalt von Kupfer, Zink und Arsen wurde in Eierschalen der Saatkrähe Corvus frugilegus aus 43 in verschiedenen Teilen Polens gelegenen Brutkolonien analysiert. Der durchschnittliche (95%-Konfidenzintervall) Gehalt von Kupfer betrug 8,13 (0,64-15,62) ppm, der von Zink 13,81 (7,99-19,62) ppm und der von Arsen 32,57 (25,60-39,54) ppm. Die Metallkonzentrationen in den untersuchten Eierschalen schwankten stark. Im Falle von Kupfer bestand ein 90-facher Unterschied zwischen den Extremwerten, für Zink war er 57-fach und für Arsen 36-fach. Eine allgemeine lineare Modellanalyse zeigte, dass die Anreicherung von Kupfer in Eierschalen aus Krähenhorsten in Städten signifikant höher war als aus Horsten in Dörfern (Mittelwerte (95%-Konfidenzintervall) 19,31 ppm (4,57-43,20) bzw. 2,74 ppm (2,36-3,12)). In den Eierschalen von in Städten nistenden Saatkrähen war die Zinkkonzentration gerade eben nicht signifikant höher (P = 0,07). Die Arsenkonzentrationen in Kolonien auf dem Land und in der Stadt waren ähnlich. Für keines der Metalle bestanden signifikante Konzentrationsunterschiede zwischen Horsten in Regionen intensiven (Westpolen) und extensiven (Ostpolen) Ackerbaus. Im Vergleich mit anderen Daten zur Arsenbelastung verschiedener Biota, einschließlich der Gewebe und Eier landlebender und aquatischer Vögel, sollte der Gehalt dieses Metalls in den Eierschalen von Saatkrähen als extrem hoch angesehen werden. Dies ist wahrscheinlich auf den weitverbreiteten Gebrauch von arsenhaltigen Pestiziden zurückzuführen."

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

Hinweise auf Empfindlichkeiten gegenüber sonstigen durch Verbrennungs- und Produktionsprozesse entstehenden Schadstoffen im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

6-5 Salz

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.

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

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.

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

Für zahlreiche Tierarten (Insekten, Fische, Säugetiere) ist die Orientierung nach körpereigenen Pheromonen aber auch nach Duftstoffen der Umgebung seit langem bekannt. Auch Vögel verfügen über alle anatomischen Voraussetzungen, die für die Ausprägung eines guten Geruchssinnes notwendig sind (z. B. Geruchsepithel oder Geruchskolben). Mittlerweile ist bekannt, dass sogar Singvögel, denen lange eine unterentwickelte Geruchswahrnehmung unterstellt wurde, Prädatoren am Geruch erkennen können (Amo et al. 2008).

Im Rahmen der Untersuchungen von Steiger et al. (2008) zur Entwicklung und Variation der genetischen Anlagen zur Ausbildung und Nutzung des Geruchssinnes zeigten sich deutliche art- und gruppenspezifische Unterschiede. Ein vergleichsweise großes genetisches Potenzial wurde für nachtaktive Arten nachgewiesen. Die Autoren leiteten daraus die Hypothese ab, dass sich die besondere Ausprägung des Geruchssinnes dieser Arten evolutionsgenetisch als Kompensation des eingeschränkten Sehvermögens entwickelt hat.

Koski et al. (2015) haben festgestellt, dass von insektivoren Singvogelarten olfaktorische Informationen zur Orientierung bei der Nahrungssuche genutzt werden. Ebenso ist experimentell belegt, dass Weißstörche über größere Entfernung den Geruch von frisch gemähtem Gras und damit eine potenzielle Nahrungsressource wahrnehmen können (Wibelski et al. 2021). Die Autor*innen der Studie leiten aus ihren Recherchen und Untersuchungsergebnissen ab, dass die Nutzung der Fernwirkung von Duftstoffen bei Vögeln allgemein zum normalen Repertoire der Nahrungssuche von Vögeln gehört.

Anscheinend ist für Vögel der Geruchssinn auch bei der Orientierung in näherer Umgebung von Bedeutung. So reagieren z. B. Krähenvögel bei der Nahrungssuche auf olfaktorische Reize und Stare nutzen ihren Geruchssinn zur Auswahl von Pflanzen für den Nestbau (Papi 1991). Papi (1991) stellte sogar die Hypothese auf, dass Vögel aufgrund von windtransportierten Duftstoffen in der Luft olfaktorische Navigation durchführen können. Versetzungsversuche mit anosmisch (Trennung des Geruchsnervs) gemachten Brieftauben aber auch Mauerseglern und Staren führten im Vergleich zu Kontrollgruppen zu reduzierten Rückkehrquoten. Berthold (2008:186ff.) diskutiert noch die Möglichkeiten olfaktorischer Navigation von Zugvögeln, die nur unter der Annahme olfaktorischer Signale erfolgreich sein kann. Heute erscheint naheliegend, dass wahrscheinlich alle Langstreckenzieher spezifische Umgebungsgerüche ihrer Zugwege zur Orientierung nutzen (Wallraff 2015, Wibelski et al. 2021).

Zumindest für Röhrennasen (Procellariiformes) wie Sturmvögel, Albatrosse und andere Seevögel, ist nachgewiesen, dass sie sich olfaktorisch anhand unterschiedlicher Konzentrationen von Dimethylsulfid (DMS) in der Atmosphäre über den Ozeanen orientieren. Olfaktorische Navigation wird von diesen Arten zum Wiederauffinden von produktiven Nahrungsgründen und für die zielsichere Rückkehr zu den Nistplätzen genutzt (Nevitt & Bonadonna 2005, Nevitt 2008, Pollonaro et al. 2015). Durch Forschungsergebnisse von Nevitt & Bonadonna wurde belegt, dass der Geruchssinn von Röhrennasen eine Wiedererkennung des Partners ermöglicht.

Der Nachweis sehr differenzierter Nutzung des Geruchssinnes von Vögeln bei Nahrungssuche und Navigation belegt die lange unterschätzte Relevanz dieses Wirkfaktors. Zumindest theoretisch ergeben sich somit Empfindlichkeiten, die zu Anlockung oder Vertreibung bzw. Störung führen können. Insgesamt sind Ausprägung und Anwendung des Geruchssinnes aber noch zu wenig bekannt, um konkretere Projekt- und Wirkungsbezüge herzustellen.

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

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.

6-8 Endokrin wirkende Stoffe

Endokrin wirkende organische Verbindungen in der Nahrung von Vögeln können u. U. direkt toxisch wirken, i. d. R. treten bei Vögeln jedoch latente und akute Belastungen von Hormonsystem, Organen und Stoffwechsel auf. Es werden hormonähnliche Wirkungen, Blockierungen der Hormonwirkungen und indirekte Steuerungsfunktionen unterschieden. Östrogenähnliche Wirkungen stellen sich z. B. als Verweiblichung von männlichen Individuen dar. Bereits Anfang der 1970er Jahre wurde in den USA bei Heringsmöwen eine auffällige Geschlechterverschiebung u. a. auf organische Umweltschadstoffe zurückgeführt (Clotfelter et al. 2004). Empfindlichkeiten gegenüber endokrin wirkenden Umweltschadstoffen wie z. B. PCB sind v. a. für Seeschwalben nachgewiesen (Becker et al. 1992, 1993, Becker 1994, Denker et al. 1994, Leisewitz 1996:50ff.).

Endokrine Wirkungen wurden für zahlreiche weitere Chlororganika festgestellt, die, angereichert über Räuber-Beute-Beziehungen, zu schwerwiegenden Störungen des Verhaltens sowie Schädigungen des Organismus von Vögeln bis hin zu Missbildungen ihrer Embryonen führen können (Disser et al. 1992, Becker 2003, Denker et al. 2003, Muñoz Cifuentes 2004). Direkte Störungen der Hormonausschüttung sind auch für eine zunächst wenig beachtete, aber global in Sedimenten und Böden angereicherte Stoffgruppe von Per- und polyfluorierte Alkylverbindungen (PFAS) nachgewiesen (Sebastiano et al. 2021). Zu den im Fettgewebe von Vögeln akkumulierten hormonaktiven Stoffen gehören seit vielen Jahren gesetzlich verbotene Organochlor-Pestizide wie z. B. DDT, HCB oder Lindan. Auch für das Biozid TBT, dem einzigen bisher bekannten Stoff mit androgenem (vermännlichendem) Effekt, konnten endokrine Wirkungen nachgewiesen werden. Weitere Empfindlichkeiten gegenüber diesen Stoffgruppen werden unter den Wirkfaktoren 6-2 (organische Verbindungen) und 8-3 (Pestizide) beschrieben.

Konsequenzen der Belastung durch endokrin wirkende Stoffe können - abhängig vom Umfang - z. B. Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen sein.

Weiterführende Literatur und eine Auflistung von Stoffen mit hormoneller Wirkung bietet u. a. das Bayerische Landesamt für Umwelt unter folgender Internetadresse an:
https://www.lfu.bayern.de/analytik_stoffe/umweltueberwachung/bio_analytik/hormonelle_wirkungen/index.htm.

6-8 Endokrin wirkende Stoffe

Beeinträchtigungen durch Arzneimittel:

Die Wirkungsforschung von Arzneimittelspuren in den stofflichen Beziehungen der Nahrungskreisläufe von Wildtieren steckt noch in den Anfängen. Methoden zur Umweltrisikoeinschätzung werden gerade erst erarbeitet. Hormonelle Wirkungen im Niedrigdosisbereich auf Fische als Nahrungstiere von Vögeln sind z. B. für das Schwangerschaftsverhütungsmittel Ethinylestradiol nachgewiesen (Neue Zürcher Zeitung, 25. Mai 2005).

Humanarzneimittelrückstände gelangen über Abflüsse von Kläranlagen (Fendt 2007:258) oder die Ausbringung von Klärschlamm in die Wasser- und Landökosysteme und können sich damit in der Nahrungskette bis zu den Vögeln als Endkonsumenten anreichern.

Der Eintrag von Tierarzneimitteln in landwirtschaftlich genutzte Böden erfolgt insbesondere über Flüssigdünger wie z. B. Gülle und Dung.

Das Potenzial hoher Empfindlichkeit von Endkonsumenten zeigt das massive Geiersterben auf dem indischen Subkontinent nach Aufnahme von mit dem Schmerz- und Entzündungshemmer Diclofenac verunreinigten Kadavern (s. Chancelor & Meyburg 2003, Bezzel 2005).

Weiterführende Literatur zu den Auswirkungen von Pharmazeutika in der Umwelt findet sich z. B. bei Kümmerer (2004).

6-8 Endokrin wirkende Stoffe

Für die in urbanen Habitaten und in der intensiv genutzten Kulturlandschaft Nahrung suchenden Saatkrähen sind aufgrund der hohen Belastungspotenziale wie bei Wirkfaktor 6-2 besondere Empfindlichkeiten gegenüber Anreicherungen von endokrin wirkenden Stoffen anzunehmen.

6-9 Sonstige Stoffe

Hinweise auf Empfindlichkeiten gegenüber sonstigen Stoffen im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

7-1 Nichtionisierende Strahlung / Elektromagnetische Felder

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.

7-2 Ionisierende / Radioaktive Strahlung

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

8-1 Management gebietsheimischer Arten

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

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

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

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

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

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

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

8-1 Management gebietsheimischer Arten

Hötker (2004:31) nennt Verfolgung, Vertreibung und Abschuss durch Menschen als wesentliche Gefährdungsursachen für Saatkrähen (vgl. Knief 1988, Römer 1989). Zu Störungs- und Vertreibungsaktionen im südlichen Baden-Württemberg siehe auch Schneider (1998), Andris (1996:103), für Beispiele im nördlichen Sachsen siehe Kneis (1998).

8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten

Die Autoren zeigen positive Effekte von Mülldeponien auf die Populationsentwicklung von Saatkrähen-Kolonien in Spanien auf und schließen daraus, dass eine weitgehende Schließung von Mülldeponien in der EU negative Folgen für die Nahrungsverfügbarkeit einiger Arten wildlebender Vögel haben könnte.

8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten

In a study on the effects of human impacts at ski lifts in Scotland on birds and mammals, "[m]ore pied wagtails, crows, rooks, gulls and snow buntings, which fed frequently on waste human food, were seen on disturbed than on undisturbed areas, especially around car parks".

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Der Autor bringt die Bestandsrückgänge der schwedischen Saatkrähen-Population zwischen 1955-57 und 1964-67 mit der Verwendung von mit Alkyl-Quecksilber gebeiztem Saatgut in der Landwirtschaft zusammen. Untersuchungen von Saatkrähen auf den Alkyl-Quecksilber-Gehalt ergaben hohe bis sehr hohe Werte im Zeitraum 1950-1966, in dem auch derartig präpariertes Saatgut verwendet wurde. Er berichtet außerdem von dokumentierten Vorfällen, bei denen Saatkrähen direkt durch Pestizide getötet wurden (Cramp et al. 1962). Als omnivorer Vogel sei die Saatkrähe den meisten der landwirtschaftlich genutzten Pestizide ausgesetzt.

8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen

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

9-1 Sonstiges

Hinweise auf sonstige Empfindlichkeiten im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.