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

B: Hinweise zu Relevanzschwellen struktureller Störwirkungen von Freileitungen

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

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

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

Brutvögel:

1. Arten mit geringer Empfindlichkeit:

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

2. Arten mit mittlerer Empfindlichkeit:

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

3. Arten mit hoher Empfindlichkeit:

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

Rastvögel:

1. Arten mit geringer Empfindlichkeit:

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

2. Arten mit mittlerer Empfindlichkeit:

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

3. Arten mit hoher Empfindlichkeit:

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

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

Qualifizierung der Quelle: E

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C: Hinweise zu Relevanzschwellen strukturbedingter Störwirkungen von Gehölzen auf Offenlandarten

Für Einzelbäume gibt es keine Hinweise auf Meidung; Randeffekte können hier ebenfalls ausgeschlossen werden. Auch wenn im individuellen Einzelfall Beeinträchtigungen im Ausnahmefall nicht völlig auszuschließen sind, können anhand der gegenwärtigen Datenlage erhebliche Beeinträchtigungen von Populationen ausgeschlossen werden.

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

Qualifizierung der Quelle: E

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

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

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

Qualifizierung der Quelle: E

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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.

Qualifizierung der Quelle: E

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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).

Qualifizierung der Quelle: E