FFH-VP-Info

Fachinformationssystem des BfN
zur FFH-Verträglichkeitsprüfung

Stand: 12. Januar 2023
Bundesamt für Naturschutz
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
1 Direkter Flächenentzug Relevanz des Wirkfaktors: 3
1-1 Überbauung / Versiegelung
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
1 Direkter Flächenentzug Relevanz des Wirkfaktors: 3
1-1 Überbauung / Versiegelung
2. Regenerationsfähigkeit Jahr:

o. J.
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2.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
1 Direkter Flächenentzug Relevanz des Wirkfaktors: 3
1-1 Überbauung / Versiegelung
3. Prognosemethoden Jahr:

o. J.
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3.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
1 Direkter Flächenentzug Relevanz des Wirkfaktors: 3
1-1 Überbauung / Versiegelung
4. Relevanzschwelle Jahr:

o. J.
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4.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
1 Direkter Flächenentzug Relevanz des Wirkfaktors: 3
1-1 Überbauung / Versiegelung
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
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5.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
1 Direkter Flächenentzug Relevanz des Wirkfaktors: 3
1-1 Überbauung / Versiegelung
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
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5.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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 Uferschwalbe 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 Uferschwalbe wurde hierbei entsprechend den Vorgaben von Lambrecht & Trautner (2007:56ff.) den Habitatkonstellationen 2b bzw. 6d zugeordnet.

(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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 3
2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 3
2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2007
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212
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A
1.02 Blew, J., Günther, K., Laursen, K., Roomen, M. van, Südbeck, P., Eskildsen, K. & Potel, P.
"Besiedelt werden ausschließlich mehr oder weniger senkrechte, in der Regel über ein Meter hohe, sandig-lehmige Erdabbrüche pleistozäner und holozäner Ablagerungen (Flade 1997). Die hierin angelegten Bruthöhlen wurden ursprünglich in Prallhänge von Fließgewässern gebaut, inzwischen werden vor allem aber die im Binnenland häufigeren Sand- und Kiesgruben besiedelt (Bauer & Berthold 1997)." - (vgl. Sackl & Ilzer 1997, Heneberg 2007).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 3
2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2002a
Seite(n):

168
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A
1.03 Boschert, M.
Uferschwalben benötigen für ihre Brutkolonie Steilwände mit Möglichkeiten zum freien Anflug. Dicht bewachsene Standorte werden daher gemieden.
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2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 3
2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2007
Seite(n):

301
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A
1.04 Heneberg, P.
"But it seems that breeding of sand martins is less dependent on the presence of water than presumed before."
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2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 3
2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2007
Seite(n):

299
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A
1.05 Heneberg, P.
"During the research period 1992-2005, significant increase of the sand martin colony size was found. Current colony size around 300 holes per colony causes an extreme vulnerability to any disturbances including effects of weather and damages caused by man. I assume that the most important factor inducing this trend is the rapid change of sand excavation methods. Since the end of communism in the Czech Republic, there were opened many large sandpits with extensive and intensive sand excavation activites. On the contrary, small sandpits (common in previous times) were usually returned to their prior owners, who usually did not continue in quarrying activities."
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 3
2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen
3. Prognosemethoden Jahr:

o. J.
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E
3.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 3
2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen
4. Relevanzschwelle Jahr:

o. J.
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E
4.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 3
2-1 Direkte Veränderung von Vegetations- / Biotopstrukturen
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
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E
5.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 1
2-2 Verlust / Änderung charakteristischer Dynamik
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
In Mitteleuropa sind heute dynamische Prozesse (z. B. Sukzessionsdynamik, Nutzungsdynamik) im Rahmen von land-, wasser- oder forstwirtschaftlichen Nutzungen (oder auch in Abbaugebieten und auf Truppenübungsplätzen) anthropogen oder ganz überwiegend anthropogen beeinflusst (s. 'Vertiefende Ausführungen' unter 'Wirkfaktoren'; s. a. Wirkfaktoren 2-3 und 2-5). Wenn die charakteristische Dynamik auf hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnissen beruht (z. B. bei aquatischen und semiaquatischen Lebensräume z. B. der Fließgewässer oder Küsten), wird sie i. d. R. unter Wirkfaktor 3-3 dargestellt.

Die Veränderung bzw. Reduzierung der habitattypischen Dynamik kann für auf diesen Lebensraum spezialisierte Arten zu einer Minderung der Habitatqualität und -funktionen führen.

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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 1
2-2 Verlust / Änderung charakteristischer Dynamik
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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E
1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 0
2-3 Intensivierung der land-, forst- oder fischereiwirtschaftlichen Nutzung
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Die Art ist schwerpunktmäßig in ungenutzten Lebensraumtypen verbreitet; Nutzungen stellen hier eher Störungen oder Beeinträchtigungen dar.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 0
2-4 Kurzzeitige Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Die Uferschwalbe besiedelt i. d. R. nutzungsfreie Lebensräume, in denen Nutzungen eher beeinträchtigend wirken. Die Art ist deshalb nicht gegenüber kurzzeitiger Nutzungsaufgabe empfindlich.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 1
2-5 (Länger) andauernde Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 1
2-5 (Länger) andauernde Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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Qualifizierung der Quelle:
E
1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Die Uferschwalbe besiedelt i. d. R. nutzungsfreie Lebensräume, in denen Nutzungen eher beeinträchtigend wirken. Allerdings ist ein langfristiger Habitatverlust durch Sukzession anzunehmen, wenn keine weitere Nutzung mehr erfolgt (meist Sandabbau mit regelmäßiger Erschaffung neuer Brutwände). Die Art ist deshalb mitunter gegenüber länger andauernder Nutzungsaufgabe empfindlich.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
2 Veränderung der Habitatstruktur / Nutzung Relevanz des Wirkfaktors: 1
2-5 (Länger) andauernde Aufgabe habitatprägender Nutzung / Pflege
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2007
Seite(n):

299
Qualifizierung der Quelle:
A
1.03 Heneberg, P.
"The non-mined localities are quickly overgrown with vegetation, the bank usually collapses after few years and the soil is becoming to be more compact. These parameters generally lead to the abandonment of such breeding banks by any burrowing species (Heneberg & ?ime?ek 2004, Yuan et al. 2006a, b)."
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 1
3-1 Veränderung des Bodens bzw. Untergrundes
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 1
3-1 Veränderung des Bodens bzw. Untergrundes
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1983
Seite(n):

61
Qualifizierung der Quelle:
A
1.02 Heckenroth, H.
Trotz der hohen Flexibilität bei der Wahl des Brutplatzes sind Brutverbreitung und Bestandsdichte "vom Vorhandensein geeigneter Steilwände abhängig, wobei auch die Bodentypen von Bedeutung sind (Sandmann-Funke 1972)".
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 1
3-1 Veränderung des Bodens bzw. Untergrundes
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1983
Seite(n):

78
Qualifizierung der Quelle:
A
1.03 Bruch, A., Westphal, D. & Witt, K.
"Im Zuge der Rekultivierungsmaßnahmen [...] wurden [...] mehrere Versuche zur Ansiedlung der Uferschwalbe in künstlichen Steilwänden mit einem Kalk-/Sandgemisch unternommen, wie es für den Eisvogel erfolgreich erprobt worden ist (siehe Waldschmidt 1975). Die Wände hatten sich mit ziemlicher Sicherheit so stark verfestigt, dass die Uferschwalbe kaum in ihnen graben konnte."
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 2
3-2 Veränderung der morphologischen Verhältnisse
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Veränderungen von morphologischen Verhältnissen spezifischer Vogellebensräume wirken oft indirekt oder im Kontext mit anderen Faktoren wie z. B. Veränderungen des Bodens (s. Wirkfaktor 3-1). Häufig sind aber auch (Teil-)Habitate durch Veränderungen morphologischer Strukturen wie Flussufer oder Felsformationen unmittelbar betroffen.

Das Planieren von reliefreichem Gelände oder das Verfüllen von Kleingewässern in Flussauen führt häufig zum Verlust typischer Strukturen und Teilhabitate. In alten Kulturlandschaften wie z. B. den Beetstrukturen der Küsten- und Flussmarschen können durch großflächige Planierung und Verfüllung Vogellebensräume v. a. bodenbrütender Arten umfassend beeinträchtigt oder entwertet werden.

Begradigungen und Grundräumungen von Fließgewässern haben dauerhaft bzw. für mehrere Jahre den Verlust von Strukturen und Strukturdiversität zur Folge. Damit verringert sich durch eingeschränkte oder fehlende Besiedlungsmöglichkeiten direkt die Arten- und Individuendichte der benthischen und limnischen Besiedlung und damit die Nahrungsmenge lebensraumtypischer Vogelarten. Darüber hinaus können wasserbauliche Eingriffe in Uferstrukturen artspezifische Brutmöglichkeiten z. B. für höhlengrabende und brütende Arten wie Eisvogel, Uferschwalbe oder Bienenfresser beseitigen.

Einschneidende Geländeveränderungen werden in großem Umfang bei Rebflurbereinigungen durchgeführt (Hölzinger 1987e:586ff.). Im Zuge der Neugestaltung wird häufig die vormalige Strukturdiversität z. B. in Form von Trockenmauern, Lesesteinwällen oder Hohlwegen beseitigt und die naturbedingte Geländemorphologie für den Einsatz von Erntemaschinen nivelliert. Oft wird auch noch das neu angelegte Wegenetz mit versiegelnden Aufbau und Oberflächen angelegt. Beeinträchtigungen von Vogellebensräumen ergeben sich z. B. direkt durch Habitatverluste und indirekt z. B. durch Veränderungen des Mikroklimas.

Eingriffe in Felsstrukturen, z. B. beim Straßen- und Brückenbau sowie bei der Rohstoffgewinnung im Tagebau, können die Beseitigung von Brutmöglichkeiten z. B. für Uhu oder Wanderfalke zur Folge haben.

Starke anthropogene landschaftliche Umformungen (z. B. Lärmschutzwälle, Deiche) können ggf. aufgrund ihrer Kulissenwirkung zu strukturellen Störwirkungen führen. Solche Störwirkungen werden i. d. R. unter Wirkfaktor 5-2 behandelt.

Konsequenzen der Veränderungen morphologischer Verhältnisse können - abhängig vom Umfang - z. B. Verlust von Teilhabitaten, Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust oder Bestandsrückgang sein.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 2
3-2 Veränderung der morphologischen Verhältnisse
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Gefährdungen ergeben sich aus Veränderungen der morphologischen Verhältnisse an Küsten und Flussufern durch Küstenschutz und Gewässerausbau (Heckenroth 1983:66).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 2
3-2 Veränderung der morphologischen Verhältnisse
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2006
Seite(n):

1414
Qualifizierung der Quelle:
A
1.03 Heneberg, P., ?írek, J., ?korpíková, V., ?imecek, K., ?afránek, J., Mazánek, D., Hubálek, Z. & Jerábková, E.
"The Czech sand martin population is strictly dependent on the mining activities as almost all native nesting places were destroyed during the last decades by regulation of river banks. As shown, there were almost no records about the sand martin breeding in man-made biotops in the 19th century, when the oldest data are available (Fric 1872, Lito?ick? 1888, Kne?ourek 1885 in Bure? et al. 1995, Schwab & Rzehak in Hudec et al. 1966); the whole population seemed to be dependent on the presence of river banks only. During the 20th century river bank regulation started heavily [...]."
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 2
3-2 Veränderung der morphologischen Verhältnisse
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1975
Seite(n):

251f.
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A
1.04 Smith, A. E.
Durch die Regulierung und "Optimierung" von Fließgewässern verlieren diese an Qualität auch für viele Vogelarten. Ohne Bäume und Sträucher am Ufer fehlen diese z. B. Uferschwalben als Schutz während der Nahrungsaufnahme.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 2
3-2 Veränderung der morphologischen Verhältnisse
3. Prognosemethoden Jahr:

o. J.
Seite(n):

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E
3.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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 (in 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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 2
3-2 Veränderung der morphologischen Verhältnisse
4. Relevanzschwelle Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
4.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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 der morphologischen Verhältnisse in einem (Teil-)Habitat im Gebiet überschritten.

Im Einzelfall können Veränderungen auch außerhalb des Gebietes relevant sein, sofern die betroffenen (Teil-)Habitate eine wesentliche funktionale Bedeutung für die Bestände der Art im Gebiet aufweisen.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 2
3-2 Veränderung der morphologischen Verhältnisse
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
Seite(n):

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E
5.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der Veränderung der morphologischen Verhältnisse.

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: 83).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 1
3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 1
3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1995
Seite(n):

51f.
Qualifizierung der Quelle:
A
1.02 Gläser, H.-J. & Schönfelder, J.
Abbruchkanten der Prallhänge mäandrierender Fließgewässer stellen natürliche Stellen für die Ansiedlung von Uferschwalben dar. Die Begradigung von Flussbetten und die Errichtung von Uferbefestigungen unterbinden die Entstehung solcher Kanten, da sie die Seitenerosion vermindern und die Tiefenerosion verstärken.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 1
3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2002a
Seite(n):

170
Qualifizierung der Quelle:
A
1.03 Boschert, M.
"Das Beispiel der Besiedlung einer bei Hochwasser frisch angerissenen Wand durch die Uferschwalbe belegt deutlich, daß verschiedene (Vogel-)Arten von Revitalisierungsmaßnahmen an Fließgewässern unmittelbar profitieren, dies gilt insbesondere für Arten, die auf morphodynamische Prozesse angewiesen sind (siehe hierzu auch weitere positive Beispiele für die Uferschwalbe aus Nordrhein-Westfalen in Loske, Glinka & Jöbges 1999 sowie Loske & Laumeier 1999)."
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 1
3-3 Veränderung der hydrologischen / hydrodynamischen Verhältnisse
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1997
Seite(n):

52
Qualifizierung der Quelle:
A
1.04 Sackl, P. & Ilzer, W.
Frisch von Hochwässern angerissene Steilwände und natürliche Abbruchkanten als ursprüngliche Neststandorte stehen infolge der weitestgehenden Regulierung und Verbauung durch wasserbauliche und energiewirtschaftliche Maßnahmen an den Fließgewässern der Süd- und Oststeiermark kaum mehr zur Verfügung (siehe auch Smith 1975:252).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 0
3-4 Veränderung der hydrochemischen Verhältnisse (Beschaffenheit)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 0
3-5 Veränderung der Temperaturverhältnisse
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
3 Veränderung abiotischer Standortfaktoren Relevanz des Wirkfaktors: 0
3-6 Veränderung anderer standort-, vor allem klimarelevanter Faktoren
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 2
4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 2
4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1997
Seite(n):

52
Qualifizierung der Quelle:
A
1.02 Sackl, P. & Ilzer, W.
In Sand-, Schotter- und Kiesgruben befindliche Brutkolonien der Uferschwalbe sind durch während der Brutsaison fortgesetzte Abbauarbeiten gefährdet.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 2
4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2007
Seite(n):

297
Qualifizierung der Quelle:
A
1.03 Heneberg, P.
Zu den wesentlichen anthropogenen Gefährdungen bestehender Uferschwalben-Kolonien in Tschechien gehören laut dem Autor: intensiver Abbau in Gruben (32 % der erfassten Kolonien), Wiederbepflanzung nach Aufgabe der Grube (28,4 %) und gezieltes Ausgraben der Brutröhren durch Menschen (21,3 %).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 2
4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
3. Prognosemethoden Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
3.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 2
4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
4. Relevanzschwelle Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
4.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 2
4-1 Baubedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
5.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Die Relevanzeinstufung für die Art erfolgte aufgrund der "geringen" vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung durch Kollision an Windenergieanlagen und an Freileitungen (Bernotat & Dierschke 2016; siehe unten stehende Datensätze).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

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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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.04 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Bisher liegen in der zentralen Fundkartei der Staatlichen Vogelschutzwarte im Landesumweltamt Brandenburg für Schlagopfer an WEA europaweit 9 Nachweise und deutschlandweit 4 Nachweise von Uferschwalben vor (T. Dürr schriftl.; Stand: Dezember 2015; aktuelle Schlagopferzahlen sind abrufbar unter: http://www.lugv.brandenburg.de/cms/detail.php/bb1.c.312579.de).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.05 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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 Uferschwalbe weist danach im Hinblick auf WEA ein "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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.21 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.22 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
In einer Zusammenstellung von Totfundzahlen durch Freileitungsanflug geben Bernotat & Dierschke (2016:318ff.) für die Uferschwalbe in Europa 1 Individuum an. Für Deutschland konnte bisher kein Fund dokumentiert werden.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.23 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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 Uferschwalbe 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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.41 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.51 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.61 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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/.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.71 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1990
Seite(n):

556
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A
1.72 Allen, G. T. & Ramirez, T.
In einer knappen Auflistung von Literaturquellen zur Dokumentation von Vögeln, die an Stacheldrahtzäunen verletzt oder getötet wurden, wird auf eine Angabe für Uferschwalben in England verwiesen (Mead 1979).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
5.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

2021a
Seite(n):

7ff.
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E
5.02 Bernotat, D. & Dierschke, V.
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

2016
Seite(n):

113ff.
Qualifizierung der Quelle:
A
5.03 Bernotat, D. & Dierschke, V.
Die Uferschwalbe 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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-2 Anlagebedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

2016
Seite(n):

79ff.
Qualifizierung der Quelle:
A
5.21 Bernotat, D. & Dierschke, V.
Die Uferschwalbe 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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Die Relevanzeinstufung für die Art erfolgte aufgrund der "geringen" vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung durch Kollision an Straßen (Bernotat & Dierschke 2016; siehe unten stehende Datensätze).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.03 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

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1.04 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
In einer Zusammenstellung von Totfundzahlen an Straßen geben Bernotat & Dierschke (2016:347ff.) für die Uferschwalbe in Europa 89 Individuen an, davon 63 Verkehrsopfer in Deutschland.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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E
1.05 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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 Uferschwalbe weist danach im Hinblick auf Straßen ein "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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2013
Seite(n):

2ff.
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A
1.06 Bishop, C. A. & Brogan, J. M.
In einer Auflistung von Studien zu erfassten Vogelopfern an Straßen in Nordamerika werden 112 tote Uferschwalben zwischen 1979 und 1993 in der Region am Lake Erie (Kanada) genannt (Ashley and Robinson 1996) und fünf tote Uferschwalben zwischen 1986 und 1987 in Hancock County (USA) (Decker 1987).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.21 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.41 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1980
Seite(n):

231
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A
1.42 Rochard, J. B. A. & Horton, N.
In einer Auflistung der zwischen 1966 und 1976 in Großbritannien durch den Flugverkehr getöteten Vögel werden auch sechs Uferschwalben aufgeführt, die bei zwei Vorfällen durch Flugzeuge getötet wurden.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
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E
5.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

2021a
Seite(n):

7ff.
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E
5.02 Bernotat, D. & Dierschke, V.
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
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E
5.03 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
5.04 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
4 Barriere- oder Fallenwirkung / Individuenverlust Relevanz des Wirkfaktors: 1
4-3 Betriebsbedingte Barriere- oder Fallenwirkung / Mortalität
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

2016
Seite(n):

96ff.
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A
5.05 Bernotat, D. & Dierschke, V.
Die Uferschwalbe gehört nach Bernotat & Dierschke (2016) hinsichtlich der vorhabentypspezifischen Mortalitätsgefährdung durch Kollision an Straßen 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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

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E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
A: Straßenverkehr

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

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

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

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

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

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

Internet-Bibliographien: U.S. Department of Transportation Federal Highway Administration siehe unter: http://www.fhwa.dot.gov/environment/noise/effects/index.htm.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2010
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26f.
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A
1.03 Garniel, A., Mierwald, U. & Ojowski, U.
Einstufung der Uferschwalbe als Brutvogel hinsichtlich der Lärmempfindlichkeit an Straßen: "Brutvogelarten ohne spezifisches Abstandsverhalten zu Straßen und für die der Verkehrslärm keine Relevanz besitzt". Begründung: "Koloniebrüter". Vogelkolonien erzeugen einen Schallpegel, der am Koloniestandort den Verkehrslärm maskiert.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.21 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
B: Schienenverkehr

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

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

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

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

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

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

Ausführungen zu Lärm-/Störwirkungen von Zügen auf Vögel, eine Zusammenstellung verschiedener Fakten und Beispiele sowie Hinweise für die Planung finden sich z. B. bei:
Havlin (1987b), Cuisin (1992), Klump (2001), Tulp et al. (2002), COCHET CONSULT (2003, zit. in Roll 2004), Roll (2004), Waterman et al. (2004), Garniel et al. (2007).
Bibliographien: Roll (2004).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.41 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
C: Flugverkehr

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Internetdatenbank u. a. zu Flugsportarten: http://www.natursportinfo.de.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.42 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Literaturstudie von Bruderer & Komenda-Zehnder (2005:17-19)

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

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

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

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

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

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

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

Auf wiesenbrütende Limikolen (Brachvogel, Uferschnepfe) hatten Kleinflugzeuge geringere Auswirkung als Modell- und Ultraleichtflugzeuge (Dietrich et al. 1989). Verglichen mit anderen anthropogenen Störungen können Luftfahrzeuge in gewissen Gebieten einen erheblichen Anteil am Störungsvolumen ausmachen.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

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1.51 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
D: Schiffsverkehr

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

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

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

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

Das Konfliktfeld Lärm durch Schiffsverkehr wird aufgrund des defizitären Kenntnisstandes nachfolgend nicht vertiefend mit einem eigenen Standard ausgeführt.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
3. Prognosemethoden Jahr:

o. J.
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3.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Bei der Wirkungsprognose sind die qualitativen und quantitativen Betroffenheiten der Arten durch akustische Reize einzuschätzen. Dabei sind die Intensität der Störwirkungen des Projekts und seiner Bestandteile und die Empfindlichkeit der betroffenen Arten und ihrer Habitate zu analysieren.

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

I. d. R. erfolgt die Wirkungsbeurteilung durch Überlagerung der projektbedingten Lärm-Isophonen bzw. Störzonen mit allen nach den Erhaltungszielen zu bewahrenden bzw. zu entwickelnden (Teil-)Habitaten der geschützten Vogelarten und ihren artspezifischen Empfindlichkeiten. Darauf aufbauend sind die qualitativen und quantitativen Funktionsverluste für die betroffenen Individuen bzw. (Teil-)Bestände zu beurteilen.

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

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

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

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

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

Daher werden auch die nachfolgenden Datensätze nach den entsprechenden Lärmquellen bzw. Projekttypen A: 'Straßenverkehr', B: 'Schienenverkehr' sowie C: 'Flugverkehr' sortiert.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
3. Prognosemethoden Jahr:

o. J.
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Qualifizierung der Quelle:
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3.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
A: Straßenverkehr

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

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

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

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

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

Die nachfolgenden Datensätze sollen die methodische Entwicklung seit den ersten niederländischen Ansätzen bis zur derzeit in Deutschland i. d. R. maßgeblichen Methodik der Arbeitshilfe Vögel und Straßenverkehr (BMVBS 2010) verdeutlichen.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
3. Prognosemethoden Jahr:

o. J.
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Verfahren nach Reijnen et al. (1995)

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

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

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

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

Die Stärke der entwickelten Methode zur Ermittlung straßenbedingter Beeinträchtigungen auf Vögel liegt in der sehr differenzierten Berücksichtigung bzw. Operationalisierung der relevanten Projektparameter. Auch Abweichungen durch spezielle bauliche oder räumliche Situationen werden planerisch handhabbar. Anhand des Verfahrens können nicht nur Neubau-, sondern auch Ausbauvorhaben in ihren Auswirkungen eingeschätzt werden. Die Schwierigkeit liegt insbesondere in der nicht unmittelbaren Übertragbarkeit auf deutsche Verfahren.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
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Verfahren nach Reck et al. (2001b)

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

>90 dB(A) 100 % = Lebensraumverlust

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

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

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

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

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

Bei der Anwendung von Schallpegeln besteht die Schwierigkeit, dass in verschiedenen Ländern und bei verschiedenen Fachplanungen bzw. Verkehrsträgern unterschiedliche Mess- und Berechnungsverfahren verwendet werden. So wird von Garniel et al. (2007) kritisiert, dass die nach niederländischer Methode ermittelten Lärmpegel der Arbeitsgruppe um Reijnen und Foppen auf die deutsche Methodik der Lärmprognose über Mittelungspegel nach RLS 90 nicht übertragbar seien, sondern danach in ihren Auswirkungen überschätzt würden. Dies hätte auch Auswirkungen auf die Anwendbarkeit der Werte von Reck et al. (2001b).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
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5-1 Akustische Reize (Schall)
3. Prognosemethoden Jahr:

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Verfahren nach Garniel et al. (2007)

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

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

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

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

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

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

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

Basierend auf dem Forschungsvorhaben wurde vom BMVBS (2010) die Arbeitshilfe Vögel und Straßenverkehr veröffentlicht, die u. a. auch Orientierungswerte zur Identifikation und Quantifizierung von Beeinträchtigungen von Brut- und Rastvögeln durch Straßenverkehr umfasst und derzeit zur Prognose und Bewertung der Störwirkungen auf Vögel angewandt wird.
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3.06 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Die Herangehensweise, mit verschiedenen Wirkzonen unterschiedliche Beeinträchtigungsintensitäten abzubilden, wurde bei Straßenplanungen vielfach angewandt und hat sich dort bewährt. Sie ist deutlich differenzierter und die Realität besser widerspiegelnd als Ansätze, die nur mit einer einzigen Wirkdistanz arbeiten.

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

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

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

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

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

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

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

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B: Schienenverkehr

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

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

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

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

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

54 dB(A): 25 %

59 dB(A): 50 %

65 dB(A): 75 %

70 dB(A): 90 %

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

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

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

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

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

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3.41 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
C: Flugverkehr

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

6. Grundsätzlich dürften zudem weitgehend ungestörte und wenig vorbelastete Landschaftsräume gegenüber projektbedingt neuen Störwirkungen deutlich empfindlichere Vogelbestände aufweisen als bereits entsprechend vorbelastete Gebiete.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
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4. Relevanzschwelle Jahr:

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

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

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

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

Daher werden auch die nachfolgenden Datensätze nach den entsprechenden Lärmquellen bzw. Projekttypen A: 'Straßenverkehr', B: 'Schienenverkehr' sowie C: 'Flugverkehr' sortiert.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
4. Relevanzschwelle Jahr:

o. J.
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4.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
A: Straßenverkehr

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

Schallpegel:

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

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

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

Stördistanzen:

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Auch Garniel et al. (2007) haben eine Vielzahl u. a. der oben genannten Quellen ausgewertet und artspezifische Effektdistanzen als Orientierungswerte vorgeschlagen, die i. d. R. in der "Arbeitshilfe Vögel und Straßenverkehr" des BMVBS (2010) aufgegriffen wurden.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
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4. Relevanzschwelle Jahr:

2010
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30
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4.03 Garniel, A., Mierwald, U. & Ojowski, U.
Als Relevanzschwelle für Brutkolonien der Uferschwalbe wird ein koloniespezifischer Störradius an Straßen von 200 m angegeben.
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4. Relevanzschwelle Jahr:

o. J.
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4.21 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
B: Schienenverkehr

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

o. J.
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4.41 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
C: Flugverkehr

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

Überflughöhe / Vertikalabstand:

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

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

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

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

Seitliche Entfernung (Horizontalabstand):

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Fazit:

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

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

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

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

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

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

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

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

Im Kontext von FFH-Vorprüfungen bzw. FFH-Verträglichkeitsprüfungen kann somit bezüglich der Überflughöhe eine Höhe von 600 m für eine Relevanzeinschätzung verwendet werden. Da bezüglich des horizontalen Abstands bei verschiedensten wissenschaftlichen Untersuchungen Störwirkungen bis zu einem Abstand von 500-1.000 m feststellbar waren, können diese Entfernungen bei Vorkommen von störungsempfindlichen Vogelarten als Orientierungsspanne für eine Relevanzeinschätzung herangezogen werden, solange keine differenzierteren Kenntnisse zu den Störwirkungen des Projekts auf die nach den Erhaltungszielen geschützten Vogelarten des Natura 2000-Gebiets vorliegen.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
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4. Relevanzschwelle Jahr:

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

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

Bei überwiegend punktuellen bzw. diskontinuierlichen Störereignissen sind ggf. eher Ansätze aus der Störungsbewertung und dem Bereich von Flucht- und Stördistanzen anzuwenden. So spielt z. B. bei Baustellen in der Regel auch die Störung durch Tätigkeit bzw. Anwesenheit des Menschen eine Rolle. Daher können diesbezüglich für die jeweils potenziell betroffenen Vogelarten entsprechende Orientierungswerte zu planungsrelevanten Flucht-/Stördistanzen herangezogen werden, wie sie z. B. von Gassner et al. (2010:191ff.) zusammengestellt wurden (vgl. auch Wirkfaktor 5-2). Da lediglich für den Seeadler und für die Großtrappe Fluchtdistanzen über 500 m festgestellt wurden, können hier in der Regel ab einer Distanz von 500 m zwischen Schutzgebiet bzw. geschützten Arten und Projekt erhebliche Störungen ausgeschlossen werden.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
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5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

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5.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Hohe Schalldruckpegel (>110 dB) können nach Klump (2001:10) bei Vögeln auch bei kurzzeitiger Einwirkung zu akuten Schädigungen des Innenohrs führen.

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

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

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

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

Über Zonierungsmodelle mit zugeordneten Funktionsverlusten können die graduell beeinträchtigten Habitatflächen anhand der angegebenen prozentualen Beeinträchtigungen pro Zone ermittelt und zu einem fiktiven vollständigen Funktionsverlust einer gewissen Dimension umgerechnet werden. Dieser kann für die verschiedenen Lärm-Zonen aufsummiert und mit in Fachkonventionsvorschlägen zum dauerhaften Habitatverlust enthaltenen Orientierungswerten ins Verhältnis gesetzt werden (siehe dazu auch die Ausführungen bei Lambrecht et al. 2004:145f. Oder bei Gassner et al. 2010:223). Dadurch ist grundsätzlich eine Vergleichbarkeit zwischen vollständigen und graduellen Funktionsverlusten möglich.
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5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-1 Akustische Reize (Schall)
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
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5.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.'
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.).
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5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
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1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Die Relevanzeinstufung für die Art erfolgte aufgrund der Empfindlichkeit gegenüber Anwesenheit und Aktivitäten von Menschen. Hinweise auf Empfindlichkeiten gegenüber Barriere- und Scheuchwirkungen von Windenergieanlagen und Freileitungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.
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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.
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1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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Qualifizierung der Quelle:
E
1.62 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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E
1.71 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2007
Seite(n):

213
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A
1.72 Blew, J., Günther, K., Laursen, K., Roomen, M. van, Südbeck, P., Eskildsen, K. & Potel, P.
"Dass sich direkt an den Steilwänden aufhaltende Personen das Brutgeschehen negativ beeinflussen, ist bekannt (Loske 1980). Dabei reagieren Uferschwalben besonders anfällig gegenüber Erholungssuchenden während der Koloniegründung und der Eiablage, da z. B. das Röhrengraben neben dem Nestbau auch ein wichtiger Bestandteil des Paarbildungsprozesses ist (Loske et al. 1999)."
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1983
Seite(n):

73
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A
1.73 Berndt, R. K.
"An Kolonien, die zugänglich sind [...] machen sich stellenweise menschliche Störungen bemerkbar durch Badebetrieb, Spaziergänger, Klettern am Steilhang mit verschütteten oder mit Steinen verstopften Brutröhren. In wenigen Fälllen mögen diese Störungen zur weitgehenden Aufgabe einer Kolonie führen [...]."
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2007
Seite(n):

213
Qualifizierung der Quelle:
A
1.74 Blew, J., Günther, K., Laursen, K., Roomen, M. van, Südbeck, P., Eskildsen, K. & Potel, P.
Kanufahrer können eine gravierende Störung für fütternde Uferschwalben darstellen, wenn sie einer vorhandenen Kolonie besonders nahe kommen.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2007
Seite(n):

301
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A
1.75 Heneberg, P.
Im Rahmen einer Untersuchung von Uferschwalben-Kolonien in Tschechien beobachtete der Autor direkte willentliche Störungen durch Menschen, wie das Schließen von Brutröhren, Ausgraben der Röhren etc., an etwa ein Drittel der gefundenen Kolonie-Standorte. Mehr als die Hälfte der gefundenen Kolonien waren für Menschen zugänglich und dadurch einem hohen Störungsrisiko ausgesetzt.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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E
1.91 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
3. Prognosemethoden Jahr:

o. J.
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E
3.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
3. Prognosemethoden Jahr:

o. J.
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E
3.61 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
3. Prognosemethoden Jahr:

2010
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191ff.
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E
3.72 Gassner, E., Winkelbrandt, A. & Bernotat, D.
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
3. Prognosemethoden Jahr:

2010
Seite(n):

5
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A
3.73 Gassner, E., Winkelbrandt, A. & Bernotat, D.
Die Autoren geben für die Uferschwalbe als Empfindlichkeit gegenüber anthropogenen Störungen 10 m, an Koloniestandorten (abhängig von der Höhe und Erreichbarkeit der Brutwand) 50 m als planerisch zu berücksichtigende Fluchtdistanz an.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
4. Relevanzschwelle Jahr:

o. J.
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E
4.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
4. Relevanzschwelle Jahr:

o. J.
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E
4.61 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
5.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

o. J.
Seite(n):

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E
5.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.'
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 2
5-2 Optische Reizauslöser / Bewegung (ohne Licht)
5. Erheblichkeitsschwelle Jahr:

2007
Seite(n):

247
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A
5.03 Blew, J., Günther, K., Laursen, K., Roomen, M. van, Südbeck, P., Eskildsen, K. & Potel, P.
"Der Vergleich der Einflughäufigkeit von Uferschwalben bei ungestörten und gestörten Bedingungen zeigte, dass bei längerem Kanuaufenthalt in größerem Abstand (10-15 m) vor den Röhren keine veränderte Fütterungsintensität im Vergleich zu den ungestörten Verhältnissen auftrat. Hielt sich dagegen das Boot für längere Zeit in kürzerer Distanz zur Brutwand auf (< 5 m), wurden weniger Einflüge als unter ungestörten Bedingungen gezählt."
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
5 Nichtstoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
5-3 Licht
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
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5-3 Licht
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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).
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5-3 Licht
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Empfindlichkeiten ergeben sich für alle auch nachts ziehenden und Meere querenden Arten, da die räumliche Orientierung insbesondere bei schlechter Sicht stark gestört werden kann.
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5-4 Erschütterungen / Vibrationen
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Über Rezeptoren an den Beinen (Vibrationssinn, Herbstsche Körperchen) können Vögel unabhängig vom Gehörsinnesorgan tieffrequente Schwingungen wahrnehmen. Ihre Empfindlichkeiten und Reaktionen auf Vibrationen und Erschütterungen entsprechen weitgehend den unter Wirkfaktor 5-1 für Lärmquellen beschriebenen Verhältnissen. Unterschiede ergeben sich projektbezogen in der Reichweite, Intensität und Dauer von Vibrationen sowie bei Erschütterungen in der plötzlichen und meist nachhaltigeren Auslösung von panischem Fluchtverhalten. Vibrationen und Erschütterungen haben auch natürliche Ursachen wie meteorologische (Sturmböen) oder ozeanografische Phänomene (Brandung), die sich weltweit als mikroseismische Bodenunruhe bemerkbar machen.

Erschütterungen und Vibrationen können bei Baumhöhlenbrütern Reaktionen auf mögliche Feinde auslösen. Brütende Vögel verlassen die Höhle und warten in der Nähe das Ende der Störung ab. Erschütterung während des Wegebaus können so z. B. in der Brut- und Aufzuchtzeit dazu führen, dass Gelege oder Jungvögel aufgegeben werden.

Vibrationen entstehen i. d. R. durch mechanische Übertragung von Maschineneinsatz z. B. Verdichtung von Baugrund, Verkehr, insbesondere Zugvorbeifahrten, Baustellenbetrieb, Abbrucharbeiten auf Resonanzflächen, z. B. auf Bodenoberflächen oder Wasserkörper. Je nach Intensität der Vibrationen ist die Reichweite potenzieller Störwirkungen mehr oder weniger auf den Entstehungsort beschränkt. Hier wirken i. d. R. wieder optische und akustische Störreize kumulativ (s. Wirkfaktoren 5-1 und 5-2) oder sogar sich gegenseitig verstärkend. Plötzliche starke Erschütterungen, die sich bis tief in die Erdkruste fortpflanzen, haben u. U. große Reichweiten über mehrere Kilometer.

Vibrationen und Erschütterungen können daher in besonderen Konstellationen bzw. bei hohen Intensitäten zum Verlust oder zur funktionalen Entwertung von Teilhabitaten, zu reduziertem Bruterfolg bzw. Brutpaarverlust führen. Kurzzeitige episodische Vibrationen oder auch kleinere Erschütterungen, z. B. in der Folge reflexionsseismischer Untersuchungen, die nicht mit verstärkenden optischen oder akustischen Störreizen verbunden sind, lösen i. d. R. keine nachhaltigen Verhaltensänderungen aus und haben auch keine Auswirkungen auf Raumnutzung und Habitatqualitäten.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
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5-4 Erschütterungen / Vibrationen
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Als Erdhöhlenbrüter ist die Uferschwalbe gegenüber Erschütterungen und Vibrationen im unmittelbaren Koloniebereich besonders empfindlich.
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5-5 Mechanische Einwirkung (Wellenschlag, Tritt)
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Die Relevanz direkter und auch indirekter Folgen mechanischer Einwirkungen auf Vögel und Vogellebensräume umfasst im Wesentlichen Zusatzaspekte anderer Wirkfaktoren. An dieser Stelle wird ergänzend auf besondere Empfindlichkeiten gegenüber spezifischen mechanischen Einwirkungen verwiesen.

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

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

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

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

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

Konsequenzen verschiedenartiger mechanischer Einwirkungen können - abhängig vom Umfang - z. B. Verlust von Teilhabitaten, Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen sein.
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5-5 Mechanische Einwirkung (Wellenschlag, Tritt)
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An Flussufern und Abbruchufern sind Kolonien durch Wellenschlag und Sommerhochwasser gefährdet (Berndt 1983, Heckenroth 1983).
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6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
6-1 Stickstoff- u. Phosphatverbindungen / Nährstoffeintrag
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Eutrophierungen durch Melioration und hohe Düngergaben in der Landwirtschaft sowie sekundärer Nährstoffeintrag über Niederschläge, das bodennahe Grundwasser (einschließlich der Folgen von Entwässerung und Torfzehrung) und das Entwässerungssystem sowie zusätzliche Belastungen aus Abflüssen von Kläranlagen verändern und destabilisieren die hydrochemischen Verhältnisse aquatischer Vogellebensräume (vgl. z.B. Heubach et al. 2007). Als sekundärer Effekt kann sich im Verlandungsbereich der Bodengrund im Schilfröhricht verfestigen und damit Prädatoren wie Wildschwein, Waschbär und Marderhund den Zugang erleichtern (Meier-Peithmann 2018). In Landlebensräumen wirken sich Eutrophierungen über Veränderungen der Vegetation (Artenzusammensetzung, Deckungsgrad und Struktur) und der Nahrungsressourcen im Oberboden aus (Verschiebung Makrofauna zu Mikrofauna).

Die Problematik von Nährstoffeinträgen wurde auch im Zusammenhang der Wirkfaktoren 2-3 Intensivierung der Land- und Forstwirtschaft und 3-4 Veränderung der hydrochemischen Verhältnisse bearbeitet. Unter Wirkfaktor 6-1 zusammengefasste ergänzende bzw. weiterreichende Aspekte von Projekten und Planungen werden für Vogelarten oft erst bei summativer und kumulativer Betrachtung relevant. In Gewässern, die als Vorflut des landwirtschaftlich intensiv genutzten Umfeldes fungieren, findet häufig eine starke Nährstoffakkumulation statt (vgl. z.B. Meier-Peithmann 2018). Sanierungsmaßnahmen stellen sich demensprechend aufwändig dar und scheitern oft an zu kleinen Abgrenzungen der Schutzgebiete.

Nährstoffeintrag in Gewässer, v. a. Stillgewässer sowie eulitorale Nahrungsflächen der Ästuare und des Wattenmeeres, kann zusammen mit Erhöhungen der Wassertemperatur (vgl. Wirkfaktor 3-5) und daraus folgender Reduzierung des Sauerstoffgehaltes zu einem deutlich erhöhten Risiko von Botulismusausbrüchen in Vogelgemeinschaften führen. Diese können für Wasservögel seuchenhafte Ausmaße mit einer hohen Mortalitätsrate annehmen (vgl. Westphal 1991, Hemmerling & Hälterlein 1992, Wiesner in Richarz 2001:154ff.). Die Belastungssituation ist in solchen Fällen i. d. R. auf eine Vielzahl von Quellen zurückzuführen. Neben dem Stickstoffeintrag aus Luft bzw. Niederschlägen, der heute das Düngeniveau der 1960er Jahre erreicht (Dahl et al. 2000), sind v. a. Nährstofffreisetzungen insbesondere durch intensive Nutzung von Niedermoorböden und Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen Ursache für die Überdüngung von Gewässersystemen.

Als sekundäre Beeinträchtigung ist zu berücksichtigen, dass die auf Eutrophierung zurückzuführende Planktonbiomasse an ihrer Oberfläche Schadstoffe adsorbiert und über den Wassertransport v. a. in Seen oder Küstengewässer verfrachtet, die hier akkumuliert und sedimentiert werden (Brockmann et al. 1994). Dadurch entsteht ein ständiges Gefährdungs- und Kontaminationspotenzial (s. Wirkfaktoren 6-2 und 6-3) für die Vögel dieser Lebensräume. Schadstoffe reichern sich durch Akkumulation in der Nahrungskette der Vögel v. a. in der Carnivorenbiomasse an und verursachen insbesondere in dieser Vogelgruppe physiologische Beeinträchtigungen.

Nährstoffeintrag in terrestrische Vogellebensräume bewirkt verstärkt durch NPK-Startdüngungen im Frühjahr über Verdichtung der Vegetation v. a. durch Untergräser eine Erhöhung des Raumwiderstandes im Grünland für nestflüchtende Jungvögel bodenbrütender Limikolen. Der Verdichtung der Vegetation folgt eine Veränderung des Mikroklimas, die schließlich zu einer Verringerung des Angebotes wärme- und lichtbedürftiger epigäischer Nahrungstiere führt. Unter diesen Bedingungen verschlechtert sich die Energiebilanz der Wiesenlimikolen-Küken (Gefahr des Verklammens) und der Huderaufwand der Altvögel wird erhöht (Südbeck & Krüger 2004). Zusätzlich wirkt sich der Klimawandel mit gestiegenen Mitteltemperaturen und erhöhtem CO2-Gehalt der Atmosphäre (auf >300 ppm) über eine verlängerte Vegetationsperiode nachteilig auf die Habitatqualität aus. Unter diesen Bedingungen entwickelt sich die Vegetation auf Grünlandflächen schneller und dichter, so dass dieser nutzungsabhängige Lebensraum für die in Nordwest- und Mitteleuropa traditionell brütende Vogelgemeinschaft zunehmend ungeeignet wird (Schuster 2014).

Eutrophierung von standortbedingt nährstoffarmen Wiesenlandschaften wird schließlich zum Schlüsselproblem bodenbrütender Vogelarten, wenn sich daraus Zunahmen von Wühlmausdichten und generalistischen Prädatoren ergeben. Letztlich kommt es zur Zerschneidung feindarmer Räume und der Zunahme großräumiger Randeffekte (Steiner 2006).

Der flächendeckende Eintrag von Stickstoff über Niederschläge fördert in lichten Wäldern den Aufwuchs einer zunehmend verdichteten Krautschicht. Für Wald- und Waldrandarten, die auf mehr oder weniger offenen Waldböden Nahrung suchen, geht in großem Umfang Lebensraum verloren (z. B. Zang, zit. in: Zang & Heckenroth 2001:130).

Die Präparierung von Skipisten erfolgt teilweise mittels schneeverfestigender Chemikalien. Schneefestiger sind meist Mischungen von Düngesalzen verschiedenster Art. Für eine 30 Stunden wirksame Schneefestigung sind je nach Situation 20-50 g 'Schneefestiger' je qm erforderlich (Greif 1987:87). Bei der Anwendung von 30 g Schneefestiger je qm würde dies einer Düngergabe von 300 kg je ha entsprechen. Sollten beispielsweise fünf Einsätze auf ein und derselben Fläche nötig werden, so entspräche dies einer Gesamtdüngermenge von 1.500 kg je Hektar, was einer starken Überdüngung gleich käme (Greif 1987).

Die Düngung führt zu einem gegenüber den natürlichen Verhältnissen überhöhten Angebot an Nährstoffen, dadurch verändert sich die Vegetationszusammensetzung und -struktur von Lebensräumen bodenoffener Habitate, z. B. von Alpenschneehuhn, Alpenbraunelle, Steinschmätzer und Schneefink.

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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
6-1 Stickstoff- u. Phosphatverbindungen / Nährstoffeintrag
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Die Art wird in einer Liste von Arten genannt, bei denen Botulismus nachweislich aufgetreten ist bzw. mit hoher Wahrscheinlichkeit vorkommen kann (Westphal 1991). Sie zählt aber aufgrund ihres Verhaltens (Art der Nahrungssuche) oder ihrer bevorzugten Aufenthaltsorte offenbar nicht zu den besonders gefährdeten Arten.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
6-1 Stickstoff- u. Phosphatverbindungen / Nährstoffeintrag
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1983
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61
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A
1.03 Grüll, A.
Eine tote Uferschwalbe mit Verdacht auf Botulismus wurde 1982 am Illmitzer Zicksee in Österreich gefunden.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
6-2 Organische Verbindungen
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
6-2 Organische Verbindungen
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
Bei Langstreckenziehern bzw. Zugvogelarten mit ausgeprägten Zugleistungen können sich im Fettgewebe gespeicherte organische Schadstoffe unter diesen hohen physischen Belastungen biologisch beeinträchtigend auswirken.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
6-3 Schwermetalle
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
6-3 Schwermetalle
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
6-3 Schwermetalle
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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E
1.03 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 1
6-3 Schwermetalle
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2005
Seite(n):

110ff.
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B
1.04 Beyer, W. N., Dalgarn, J., Dudding, S., French, J. B., Mateo, R., Miesner, J., Sileo, L. & Spann, J.
"Bank swallows (Riparia riparia) [...] dig burrows (0.3 to 1.3 m) for nests directly in chat piles, thus exposing the young to metals through inhalation of dust and during preening (Niethammer et al. 1985). [...] We found [...] significantly increased Pb concentrations in [Anm.: livers and kidneys of; BearbeiterInnen FFH-VP-Info] [...] swallows [...]. [...] The Pb concentrations detected in the swallows [...] were noteworthy because the birds were nestlings and thus exposed to Pb for only a few weeks."

Die durchschnittliche Blei-Konzentration in der Leber der Uferschwalben betrug 5,4 mg/kg.

Auch die ermittelten Cadmium-Konzentrationen in Leber und Nieren der Vögel aus den Untersuchungsflächen waren signifikant höher als die von Vögeln in Referenzflächen.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 0
6-4 Sonstige durch Verbrennungs- u. Produktionsprozesse entstehende Schadstoffe
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

Qualifizierung der Quelle:
E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 0
6-5 Salz
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 0
6-6 Depositionen mit strukturellen Auswirkungen (Staub / Schwebst. u. Sedimente)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 0
6-7 Olfaktorische Reize (Duftstoffe, auch: Anlockung)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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E
1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 0
6-7 Olfaktorische Reize (Duftstoffe, auch: Anlockung)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 0
6-8 Endokrin wirkende Stoffe
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 0
6-8 Endokrin wirkende Stoffe
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

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E
1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 0
6-8 Endokrin wirkende Stoffe
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
6 Stoffliche Einwirkungen Relevanz des Wirkfaktors: 0
6-9 Sonstige Stoffe
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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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
7 Strahlung Relevanz des Wirkfaktors: 0
7-1 Nichtionisierende Strahlung / Elektromagnetische Felder
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

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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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
7 Strahlung Relevanz des Wirkfaktors: 1
7-2 Ionisierende / Radioaktive Strahlung
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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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").
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
8 Gezielte Beeinflussung von Arten und Organismen Relevanz des Wirkfaktors: 1
8-1 Management gebietsheimischer Arten
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
8 Gezielte Beeinflussung von Arten und Organismen Relevanz des Wirkfaktors: 1
8-1 Management gebietsheimischer Arten
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

2007
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19
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1.02 Raine, A. F.
Der Autor berichtet vom Fund toter Uferschwalben auf Malta, die dort illegal geschossen wurden.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
8 Gezielte Beeinflussung von Arten und Organismen Relevanz des Wirkfaktors: 0
8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
8 Gezielte Beeinflussung von Arten und Organismen Relevanz des Wirkfaktors: 0
8-2 Förderung / Ausbreitung gebietsfremder Arten
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.02 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
8 Gezielte Beeinflussung von Arten und Organismen Relevanz des Wirkfaktors: 1
8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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).
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
8 Gezielte Beeinflussung von Arten und Organismen Relevanz des Wirkfaktors: 1
8-3 Bekämpfung von Organismen (Pestizide u.a.)
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

1983
Seite(n):

11
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A
1.02 Hölzinger, J.
Der Autor verweist auf "massive Bekämpfungsmaßnahmen gegen Insekten" in den Brut-, v. a. aber in den Überwinterungsgebieten, in denen sich die Uferschwalbe sieben Monate lang aufhält. "Erschwerte Nahrungssuche und Nahrungsmangel [...] sind die Folge".
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
8 Gezielte Beeinflussung von Arten und Organismen Relevanz des Wirkfaktors: 0
8-4 Freisetzung gentechnisch neuer bzw. veränderter Organismen
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

o. J.
Seite(n):

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1.01 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum)
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.
A 249 Uferschwalbe (Riparia riparia)
9 Sonstiges Relevanz des Wirkfaktors: 0
9-1 Sonstiges
1. Empfindlichkeiten/Wirkungen Jahr:

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

Bearbeitung und Zitiervorschlag: siehe Impressum von