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

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.

Qualifizierung der Quelle: E

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

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.

Qualifizierung der Quelle: E

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

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).

Qualifizierung der Quelle: E

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

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.

Qualifizierung der Quelle: E

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

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.

Qualifizierung der Quelle: E