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

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.

Für die Brutvogelgemeinschaft eines Waldgebietes wiesen Polak et al. (2013) einen Rückgang der Arten- und Individuenzahlen im Einflussbereich von hohem Verkehrslärm nach. Insbesondere im Bereich weitgehend homogener Habitate stiegen Diversität und Siedlungsdichte mit zunehmender Entfernung zur Straße kontinuierlich an. Die größte Empfindlichkeit wurde für bodennah brütende Arten festgestellt, deren Gesang und Rufe im Bereich niedriger Frequenzen liegen.

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. Verkehrslärm mit chronisch hohen Pegeln kann sogar entwicklungsphysiologische Abweichungen bewirken und beeinträchtigt so Gesundheit und Wachstum von Jungvögeln (Zollinger et al. 2019). Diese Untersuchung am Max-Planck-Institut in Seewiesen zeigt damit auch die Grenzen einer etwaigen Gewöhnung an hohe akustische Reize auf.

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), Polak et al. (2013), Ree et al. (2015), Senzaki et al. (2016), Cooke et al. (2020), Johnson et al. (2022), Bergamini et al. (2024), van Dijk et al. (2025).

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

Qualifizierung der Quelle: E

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

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), Lucas et al. (2017), Bergamini et al. (2024).
Bibliographien: Roll (2004), Borda-de-Água et al. (2017).

Qualifizierung der Quelle: E

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

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). Das Störpotenzial von zivilen Drohnen, unmanned aerial vehicles - UAV, wird nachfolgend in einem eigenen Datensatz beschrieben.

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. Anscheinend ergeben sich in wenig gestörten Landschaften mit geringem Flugverkehr eher Störeffekte als in vergleichbaren Landschaften mit höherer Grundbelastung durch Fluglärm. Überflugereignisse lösten in Gebieten mit geringem Flugverkehr eine verstärkte Gesangsaktivität aus, während bei höherer Grundbelastung keine Effekte festzustellen waren (Vincelette et al. 2020).

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).

Untersuchungen am Max-Planck-Institut in Seewiesen dokumentierten jedoch für verbreitete und häufige Vogelarten Änderungen im Gesangsverhalten für Brutreviere in der unmittelbaren Umgebung von größeren Flughäfen (Dominoni et al. 2016). Abweichend zeigten sich ein vorverlegter Beginn bei Fluglärm und geringere Gesangsaktivität in Abhängigkeit des Lärmpegels. Bei Werten über 78 Dezibel (A) wurde der Gesang ganz eingestellt. Diese Untersuchungsergebnisse zeigen, dass jedenfalls sehr hohe und andauernde Lärmpegel des Flugbetriebs nicht ohne Beeinträchtigungen verbleiben.

Da Vögel 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), Dominoni et al. (2016), Klett-Mingo et al. (2016), Sierro et al. (2017), Vincelette et al. (2020), Framond & Brumm (2022).

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.

Qualifizierung der Quelle: E

1.42 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum) (o. J.)

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.

Qualifizierung der Quelle: E

1.51 BearbeiterInnen FFH-VP-Info (siehe Impressum) (o. J.)

D: Schiffsverkehr

Wasservogelarten weisen ein mehr oder weniger ausgeprägtes Meideverhalten gegenüber Schiffen auf (Burger 1998, Carney et al. 1999, Garthe et al. 2004, Bellebaum et al. 2006, Mendel & Garthe 2010). Auch in diesem Konfliktfeld 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.

Aufgrund wiederholter Störungen durch Schiffsverkehr kann es bei einigen Seevogelarten wie Seetauchern und Meeresenten zu einem sehr ausgeprägten Meideverhalten kommen (Bellebaum et al. 2006, Mendel & Garthe 2010, Schwemmer et al. 2011, Mendel 2012). Für die besonders empfindlichen Seetaucher wurden bei Schiffszählungen (BIOLA 2005a) Scheuchdistanzen von 500-1.000 m festgestellt. Nach Schwemmer et al. (2011) zeigen Meeresenten Fluchtdistanzen zwischen 208-804 m. Bellebaum et al. (2006: 87) ermittelten etwas differenzierter ähnliche Verhältnisse mit Fluchtdistanzen seitlich zum Kurs des Schiffes von 400 m (Median) bzw. 1.000 m (90%-Perzentil) und etwas geringer für Samtenten (400 m/700 m) und Eisenten (<200m/600 m). Demnach verursacht ein durchfahrendes Schiff Störwirkungen auf einer Gesamtbreite von 2 km bei Seetauchern und 1,2-1,4 km bei Samt- und Eisenten.

Besonders konfliktträchtig stellt sich die Situation im Bereich von Schifffahrtswegen dar, diese werden aufgrund akustischer und optischer Störreize z. B. nachhaltig von Seetauchern (v. a. Pracht- und Sterntaucher) gemieden (Mitschke et al. 2001). Auch in Verbindung mit Bau und Betrieb von Offshore-Windparks kommt es durch Schifffahrt zu starken Störungen in deren Umfeld (Mendel & Garthe 2010, Schwemmer et al. 2011, Mendel 2012, Mendel et al. 2019). Hier wirken OWEA, Schifffahrt und weitere Faktoren kumulativ.

Untersuchungen ergaben, dass ein Drittel der beobachteten Seetaucher von Schiffen durchquerte Bereiche umgehend verlassen (Mendel et al. 2019). In der Folge können wichtige Nahrungsgebiete entwertet oder durch Zerschneidung in ihren Funktionen beeinträchtigt werden (Mendel & Garthe 2010, Mendel 2012, Mendel et al. 2019). Die besondere Sensitivität der Seetaucher gegenüber Schiffsverkehr wird auch dadurch dokumentiert, dass sich offensichtlich kein nennenswerter Gewöhnungseffekt einstellt (Schwemer et al. 2011). Beständigkeit und Reichweite der Scheuchwirkungen, auch in Abhängigkeit von saisonalen und physiologischen Sondersituationen z. B. in Überwinterungs- oder Mausergebieten, müssen teilweise noch artspezifisch verifiziert werden. Eine Zusammenstellung des aktuellen Kenntnisstandes zu Fluchtdistanzen zahlreicher Wasser- und Watvögel gegenüber anthropogenen Störquellen stellt die Literaturrecherche von Krüger (2016) in einem Anhang zusammen.

Die Empfindlichkeit von Meeresenten und Seetauchern gegenüber Schiffsverkehr wurde auch im Rahmen des vom BMU (heute BMUV) 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 heruntergeladen werden:

http://www.nationalpark-wattenmeer.de/sh/wissen/minos.

Infolge von Schiffsverkehr kann es zu weiteren Beeinträchtigungen wie Gefiederverschmutzung durch Ölrückstände (Reineking & Vauk 1982), Ertrinken in Fischernetzen (Kirchhoff 1982, Schirmeister 2003) oder Beifang (Dagys & Zydelis 2002) kommen - siehe auch Standards zu Wirkfaktor 2-3, Intensivierung fischereiwirtschaftlicher Nutzung, und Wirkfaktor 6-2, Organische Verbindungen.

Qualifizierung der Quelle: E