Finn Rehling, Julia Ellerbrok, Anna Delius, Nina Farwig und Franziska Peter

Inhalt

1 Einleitung

Windenergie ist unter den erneuerbaren Energiequellen eine der wichtigsten Alternativen zu fossilen Brennstoffen. Damit Deutschland das Ziel der Klimaneutralität bis 2045 erreicht, müssen rund 57 % der Energie aus Wind gewonnen werden, was nach Prognosen einen Ausbau der Windenergie an Land um mehr als 90 GW im Vergleich zum Jahr 2018 erfordert (Prognos et al. 2021). Für den Bau und Betrieb von Windenergieanlagen (WEA) werden große Flächen benötigt, wodurch Landnutzungskonflikte in dicht besiedelten Regionen entstehen (Diffendorfer et al. 2019; Dehler-Holland et al. 2022). Der gezielte Ausbau von WEA fernab von Siedlungen kann solchen Landnutzungskonflikten vorbeugen. In der Vergangenheit wurden WEA dementsprechend vor allem auf Ackerflächen im Offenland errichtet (FA Wind 2022). Da jedoch immer weniger Offenlandflächen für den Ausbau der Windenergie zur Verfügung stehen und in Deutschland 36 % der Landfläche mit Wäldern bedeckt ist, wurden in den letzten Jahren immer mehr WEA in Wirtschaftswäldern errichtet (Abb. 1a). Derzeit gibt es mindestens 2.300 WEA in Deutschlands Wäldern, von denen 80 % erst nach 2010 errichtet wurden (FA Wind 2022).

Abb. 1: a) Windenergieanlagen (WEA) in bewirtschafteten Wäldern fernab von Siedlungen und Zugrouten von Tieren als Modell, um Landnutzungskonflikte zwischen Gesellschaft, Natur- und Artenschutz sowie Klimaschutz zu minimieren. b) Karte von Hessen mit den Landkreisen, in denen sich die 24 Untersuchungsflächen befanden.

(Foto: Sascha Rösner)

Fig. 1: a) Wind turbines in managed forests far from residential areas and animal migration routes as a model for minimising land-use conflicts among society, nature conservation and climate change mitigation. b) Map of the German state of Hesse showing the districts where the 24 study sites in managed forests with wind turbines were located.

WEA in Wirtschaftswäldern gefährden die biologische Vielfalt und die Qualität von Waldökosystemen, wodurch ein Konflikt zwischen Naturschutz und Klimaschutz entsteht (Voigt et al. 2019). Tötungen von Vögeln und Fledermäusen durch Kollisionen mit Rotorblättern oder durch Barotraumata sind ein wichtiges Thema im Natur- und Artenschutz, insbesondere in Bezug auf große und winterziehende Arten, die auf Höhe der Rotoren von WEA fliegen (Thaxter et al. 2017: z. B. Großer Abendsegler – Nyctalus noctula oder Rotmilan – Milvus milvus; Hurst et al. 2020; Mattsson et al. 2022). Neben Kollisionen können sich WEA auch auf andere Weise negativ auf Waldökosysteme auswirken. Das Errichten von WEA und Zufahrtsstraßen führt zum Verlust von Lebensraum, zu Randeffekten und zur Fragmentierung von Wäldern (Diffendorfer et al. 2019). Infolgedessen können wichtige Mikrohabitate und Ressourcen, z. B. Nistplätze für Vögel, verloren gehen(Fernández-Bellon et al. 2019). WEA können darüber hinaus die Flugrouten von Zugvögeln blockieren und der Betrieb von WEA kann durch den Lärm oder den Schattenwurf der rotierenden Rotorblätter Vögel stören (Larsen, Madsen 2000; Zwart et al. 2016). Die durch den Bau von WEA verursachte Walddegradierung führt zwar nicht direkt zum Tod von Vögeln, kann aber indirekt bewirken, dass Vögel aus ansonstengeeigneten Lebensräumen verdrängt werden (Drewitt, Langston 2006; Hötker 2017; in gleicher Weise für Fledermäuse, Ellerbrok et al. 2022). Wenn Vögel aus einer günstigen in eine ungünstige Umwelt mit mehr Konkurrenten oder weniger Ressourcen gedrängt werden, können WEA indirekt zu einem Rückgang der Populationen betroffener Vogelarten führen und zum lokalen Verlust von Arten beitragen.

Um mögliche Konflikte zwischen Natur- und Artenschutz mit dem Klimaschutz in Deutschland zu verringern, werden im Rahmen der Anlagenzulassung vor dem Bau von WEA mögliche Eingriffsfolgen auf Natur und Landschaft geprüft (nach den Vorgaben des Bundesnaturschutzgesetzes – BNatSchG und des Gesetzes über die Umweltverträglichkeitsprüfung – UVPG). Solche Prüfverfahren haben das Ziel, sicherzustellen, dass der Bau von WEA auf Wälder mit geringer Priorität für den Natur- und Artenschutz beschränkt wird. Folglich werden WEA häufig in bewirtschafteten oder degradierten Wäldern errichtet. Frühere Studien haben jedoch gezeigt, dass Prüfverfahren vor dem Bau nicht immer die Auswirkungen von WEA auf Vögel nach dem Bau vorhersagen konnten (Ferrer et al. 2012; Lintott et al. 2016). Zum einen hängt dies mit der manchmal eher nachlässigen Prüfung zusammen (Morgan 2012). Zum anderen liegt der Fokus während der Prüfverfahren vor allem auf großen, kollisionsgefährdeten Vogelarten (§ 45b BNatSchG mit Anlage 1; LAG VSW 2014). Kleine Singvogelarten sind bei den Prüfverfahren häufig von geringer Bedeutung, können aber mitunter ähnlich empfindlich auf WEA reagieren, wenn sie mit diesen kollidieren (Erickson et al. 2014; Aschwanden et al. 2018). Während im Offenland und in marinen Gebieten negative Effekte von WEA auf Vögel nachgewiesen wurden (u. a. Pearce-Higgins et al. 2009; Sansom et al. 2016), ist wenig darüber bekannt, ob WEA in Wirtschaftswäldern in ähnlicher Weise zu einer Störung der Vogelgemeinschaften und zu einer Verdrängung häufiger Vogelarten führen.

In der vorliegenden Studie untersuchten wir die Auswirkungen von WEA auf lokale Vogelgemeinschaften in 24 Wirtschaftswäldern in Hessen (Abb. 1b). In den Jahren 2020 und 2021 haben wir mittels Punkt-Stopp-Zählungen ein Singvogelmonitoring in unterschiedlichen Abständen zu WEA durchgeführt (nach Südbeck et al. 2005). An den Standorten der Zählungen haben wir verschiedene Umweltfaktoren (Baumartenzusammensetzung, Bestandsalter, vertikaler Strukturreichtum) erfasst, um den Einfluss der WEA unabhängig vom Einfluss der Qualität der Wälder auf Vögel zu untersuchen. Wir haben weiterhin untersucht, ob die Größe der Rotorblätter Unterschiede in den lokalen Vogelgemeinschaften der Wälder erklärt. Moderne WEA sind höher und haben größere Rotoren als alte WEA, was ihre Energieeffizienz erhöht. Während z. B. im Jahr 2010 erbaute WEA einen Rotordurchmesser von ca. 80 m hatten, haben die Rotoren moderner WEA einen Durchmesser von über 130 m (FA Wind 2023). WEA mit größeren Rotoren können allerdings auch mehr Lärm erzeugen (Møller, Pedersen 2011) und das Kollisionsrisiko für Vögel erhöhen, da sich der durch die Rotoren eingenommene Luftraum vergrößert (Therkildsen et al. 2021). Damit verstärken moderne WEA mit größeren Rotoren potenziell die negativen Auswirkungen von WEA auf Vogelgemeinschaften.

Wir vermuteten negative Auswirkungen von WEA auf Singvögel in Wirtschaftswäldern. Folglich stellten wir folgende Hypothesen auf:

1.

Die Anzahl und der Artenreichtum von Waldvögeln nehmen mit steigender Entfernung zu einer WEA zu.

2.

Die Anzahl und der Artenreichtum von Waldvögeln nehmen mit zunehmendem Rotordurchmesser ab.

3. Die Reaktionen von Vögeln auf WEA sind artspezifisch. Daher ändert sich die Zusammensetzung der Vogelgemeinschaften mit der Entfernung zu WEA und dem Rotordurchmesser.

Der vorliegende Artikel ist eine deutsche Kurzfassung einer in Englisch erschienenen, begutachteten Fachpublikation in der Zeitschrift „Journal of Environmental Management“ (Rehling et al. 2023a). Er beleuchtet zusätzlich Maßnahmen, die sich potenziell aus den Ergebnissen für den Natur-, Arten- und Klimaschutz in Deutschland ergeben. Teile dieses Aufsatzes sind direkte Übersetzungen aus der englischsprachigen Originalpublikation.

2 Untersuchungsgebiete und Methoden

Unsere Studie wurde in Hessen durchgeführt, das eines der Bundesländer mit dem höchsten Anteil an Waldfläche ist (42 %) und wo Wälder so bewirtschaftet werden müssen, dass Holzproduktion, Naturschutz und Erholung miteinander in Einklang gebracht werden (HMUKLV 2018). Die meisten Wirtschaftswälder in Hessen sind entweder Laubmischwälder, in denen Rotbuchen (Fagus sylvatica, 31 % Flächenanteil) und Eichen (Quercus spp., 14 %) dominieren, oder Nadelmischwälder, in denen die Gewöhnliche Fichte (Picea abies, 22 %) dominiert. Derzeit gibt es 472 WEA in hessischen Wäldern (FA Wind 2022). Die Untersuchungsflächen befanden sich in 24 Wirtschaftswäldern mit Windparks, davon je 12 in Laub- und Nadelmischwäldern (Abb. 2, Tab. A im Online-Zusatzmaterial). Die Windparks bestanden aus durchschnittlich 6,3 WEA (Bereich: 3 – 12 WEA). Der mittlere Durchmesser der Rotorblätter betrug 111,3 m (82 – 126 m) und die mittlere Anlagenhöhe 194,3 m (145 – 212 m). Das durchschnittliche Alter (Zeitraum seit dem Bau der Anlagen) betrug 5,1 Jahre (2,0 – 13,5 Jahre). Der Rotordurchmesser, die Höhe, die Anzahl und das Alter der WEA waren über alle Untersuchungsflächen stark miteinander korreliert, d. h. WEA mit großen Rotoren waren auch höher, wurden in der jüngeren Vergangenheit gebaut und standen in größeren Windparks (Tab. A im Online-Zusatzmaterial).

Abb. 2: Zusammenhang zwischen der Anzahl an Vögeln und ausgewählten Eigenschaften der untersuchten Wälder: a) Flächenanteil des Nadelwalds, b) vertikaler Strukturreichtum, c) mittlerer Brusthöhendurchmesser (BHD) der Bäume. Zusammenhang zwischen der Anzahl an Vögeln und ausgewählten Eigenschaften der Windenergieanlagen (WEA): d) Betriebsstatus der WEA, e) Distanz zur WEA, f) Rotordurchmesser der WEA. In a), b), d) und e) sind die Ergebnisse für Punkt-Stopp-Zählungen in Laub-, Misch- und Nadelwäldern mit WEA mit großen Rotoren dargestellt, in c) und f) für Punkt-Stopp-Zählungen in Laubmischwäldern mit WEA mit kleinen und großen Rotoren. In a), b), d) und e) ist ein Ausreißer (n = 25 Individuen) nicht dargestellt. Der mittlere BHD ist ein Maß für das Bestandsalter eines Waldes. Die schwarzen Kurven zeigen Mittelwerte, die grau hinterlegten Bereiche an den Kurven und die Antennen an den schwarzen Kreisen den Bereich von ± 95 % des Vorhersageintervalls. Die transparenten, schwarzen Kreise zeigen Werte einzelner Punkt-Stopp-Zählungen.

Fig. 2: Relationship between bird abundance and selected characteristics of the forests studied: a) area proportion of coniferous forest, b) vertical structure heterogeneity, c) mean diameter of trees at breast height. Relationship between bird abundance and characteristics of the wind turbines: d) operational status of turbine, e) distance to wind turbine, f) rotor diameter. In a), b), d) and e), results are shown for point counts in deciduous, mixed and coniferous forests with wind turbines with large rotors, in c) and f) for point counts in deciduous forests with wind turbines with small and large rotors. In a), b), d) and e), one outlier (n = 25 individuals) is not shown. The mean diameter of trees at breast height (“Mittlerer BHD”) is a proxy for forest stand age. The black curves show mean values, the grey shaded areas and whiskers show the 95 %-prediction interval, and the transparent black circles show values of individual point counts.

Sowohl 2020 als auch 2021 fanden Punkt-Stopp-Zählungen der Waldvögel auf jeder Untersuchungsfläche an fünf Standorten in einer Entfernung von 80 m, 130 m, 250 m, 450 m und 700 m zur WEA statt. Die Zählungen wurden auf jeder Untersuchungsfläche in beiden Studienjahren jeweils viermal im Zeitraum von März bis Juni von einer erfahrenen Person durchgeführt (Südbeck et al. 2005) und zwar zwischen Sonnenaufgang und 11 Uhr an regenfreien, windstillen Tagen. Bei jeder Punkt-Stopp-Zählung wurden innerhalb eines Zeitraums von 10 min alle Vögel gezählt, die in einem Radius von 20 m um den Standort der aufnehmenden Person gehört oder gesehen wurden. Vögel, die die Baumkronen überflogen, wurden nicht berücksichtigt. Das gewählte Studiendesign ist besonders geeignet, um die lokale Häufigkeit häufiger Singvögel zu erfassen, nicht aber die von Greifvögeln oder nachtaktiven Vögeln. Da wir davon ausgingen, dass der Betrieb von WEA die Vögel stören könnte, wurde außerdem festgehalten, ob die WEA während der Punkt-Stopp-Zählungen in Betrieb war („Betriebsstatus“). Während 740 der 860 Punkt-Stopp-Zählungen (86 %) waren die WEA in Betrieb. An den Standorten der Punkt-Stopp-Zählungen wurden zusätzlich drei Variablen aufgenommen, von denen bekannt ist, dass sie die Anzahl, den Artenreichtum und die Artenzusammensetzung von Waldvögeln beeinflussen: die Baumartenzusammensetzung(Nadel-, Laub- und Mischwald), der Strukturreichtum (die vertikale Heterogenität der Vegetation) und das Bestandsalter des Waldes.

Mithilfe von gemischten linearen Modellen und Analysen zur Zusammensetzung der Artengemeinschaft haben wir mit dem Programm R (R Core Team 2021) untersucht, ob Unterschiede in Anzahl, Artenreichtum oder Zusammensetzung der Gemeinschaft der Vögel in Wäldern mit WEA durch die Größe der WEA oder die Distanz zur WEA erklärt werden. In allen Modellen haben wir Unterschiede in der Struktur der Wälder und beim Zeitpunkt der Aufnahmen (Monat, Jahr) korrigiert. Da es nur in Laubmischwäldern WEA mit großen und kleinen Rotoren gab, wurde die Analyse des Einflusses der Größe von WEA mit einem entsprechenden Teildatensatz durchgeführt. Für mehr Informationen zur Analyse verweisen wir auf die ausführliche Methodenbeschreibung in der Originalpublikation (Rehling et al. 2023a).

3 Ergebnisse

Während der zweijährigen Studie wurden bei 860 Punkt-Stopp-Zählungen 2.231 Vögel aus 45 Arten erfasst, mit einem Durchschnitt von 3,6 Vögeln und 2,8 Vogelarten pro Punkt-Stopp-Zählung. Die häufigste Vogelart war der Buchfink (Fringilla coelebs, 10,5 %), gefolgt von der Blaumeise (Parus caeruleus, 8,9 %), der Kohlmeise (P. major, 8,9 %), der Tannenmeise (P. ater, 8,2 %) und dem Rotkehlchen (Erithacus rubecula, 7,7 %). Eine Liste aller beobachteten Vogelarten und ihrer Häufigkeit befindet sich im Anhang (Tab. B im Online-Zusatzmaterial).

Die Anzahl und der Artenreichtum der Vögel in Wäldern mit WEA stand in engem Zusammenhang mit dem Beobachtungszeitraum (Monat und Jahr) und der Waldstruktur (Baumartenzusammensetzung, Strukturreichtum und Bestandsalter; Abb. 2a – c). So war bspw. die Anzahl der Vögel in Wäldern, in denen entweder nur Laub- (1,9 ± 0,4; Mittelwert ± 95 %-Konfidenzintervall) oder nur Nadelbäume (1,9 ± 0,5) dominierten um 41 % geringer als in Mischwäldern (3,2 ± 0,7). Die Anzahl der Vögel verringerte sich in strukturarmen gegenüber strukturreichen Wäldern um 38 % (von 4,2 auf 2,6; in strukturarmen gegenüber strukturreichen Laubwäldern um 53 %, von 3,4 auf 1,6) und mit abnehmendem Alter der Laubmischwälder um 36 % (von 2,8 auf 1,8). In gleicher Weise war auch die Zusammensetzung der Vogelgemeinschaften von der Zusammensetzung der Baumarten, dem Strukturreichtum und dem Bestandsalter der Wälder abhängig. Während zum Beispiel der Fichtenkreuzschnabel (Loxia curvirostra) mit relativ jungen Nadelwäldern assoziiert war, kamen der Waldlaubsänger(Phylloscopus sibilatrix) und der Kleiber (Sitta europaea) vor allem in älteren Laubmischwäldern vor.

Waren die WEA während der Erfassungen in Betrieb, waren die Anzahl der Vögel um 21,7 % und der Artenreichtum um 22,8 % geringer im Vergleich zu Erfassungen bei stillstehenden WEA (Abb. 2d). Es bestand kein Zusammenhang zwischen der Anzahl oder dem Artenreichtum von Waldvögeln und der Entfernung zu den WEA – und dies unabhängig vom Betriebsstatus der WEA (Abb. 2e). Die Anzahl und der Artenreichtum der Vögel in Laubmischwäldern nahmen mit zunehmendem Rotordurchmesser der WEA ab. So wurden an Anlagen mit kleinen Rotoren (Durchmesser = 82 m) im Durchschnitt 2,73 Vogelindividuen und 1,92 Vogelarten gezählt, an Anlagen mit großen Rotoren (Durchmesser = 126 m) dagegen nur 2,07 Vogelindividuen (− 24 %) und 1,68 Vogelarten (− 13 %; Abb. 2f). Auch die Zusammensetzung der Vogelgemeinschaften hing vom Rotordurchmesser der WEA ab. So waren bspw. die beiden sehr häufigen Vogelarten Buchfink und Sumpfmeise (Parus palustris) vor allem mit WEA mit kleinen Rotoren assoziiert. Im Gegensatz dazu waren mit WEA mit großen Rotoren viele verschiedene, teilweise weniger häufige Vogelarten assoziiert.

4 Diskussion

Unsere Studie zeigte, dass die lokale Waldstruktur (Baumartenzusammensetzung, vertikaler Strukturreichtum, Bestandsalter) die Anzahl und den Artenreichtum von Waldvögeln sowie die Zusammensetzung ihrer Gemeinschaften stark beeinflusst. So waren bspw. die Anzahl und der Artenreichtum häufiger Waldvögel in gemischten, strukturreichen und alten Wäldern am höchsten. Der Abstand zu den WEA hatte keinen Einfluss auf die Gemeinschaft der Vögel. Wie erwartet waren jedoch größere Rotordurchmesser von WEA mit Veränderungen in der Zusammensetzung der Gemeinschaft und einem allgemeinen Rückgang der Anzahl und des Artenreichtums von Vögeln in Wirtschaftswäldern verbunden. Diese Veränderungen im Vorkommen der Vögel wurden weitestgehend durch eine Verdrängung von vier häufigen Vogelarten, nämlich Buchfink, Sumpfmeise, Kleiber und Kohlmeise, in Wäldern mit WEA mit größeren Rotoren erklärt. Solche beobachteten Verdrängungen von Vögeln durch WEA können weitreichende Folgen haben, da Rückzugsgebiete in den verbliebenen Wäldern oft klein und fragmentiert sind. Wenn nun immer mehr WEA in diesen Wäldern gebaut werden, werden Vögel in ungünstige Umgebungen mit stärkerer Konkurrenz oder weniger Ressourcen verdrängt. Somit könnten WEA zum Rückgang und zum Verlust lokaler Populationen von Vögeln beitragen. Zukünftig werden Studien bezüglich Nistplatzwahl und Reproduktionserfolg im Einflussbereich der WEA relevant sein, um konkrete ökologische Auswirkungen auf das Wachstum von Vogelpopulationen beurteilen zu können.

Wenn die WEA während der Erfassungen in Betrieb waren, zählten wir weniger Vögel. In einer erweiterten Analyse konnten wir allerdings auch zeigen, dass die Wahrscheinlichkeit, die einzelnen Vogelarten in den Wäldern anzutreffen, unabhängig vom Betrieb der WEA war. Da wir Vögel nur innerhalb eines Radius von 20 m gezählt haben, ist eine akustische Maskierung der Vogelrufe durch den Betrieb der WEA unwahrscheinlich. Die geringere Anzahl gezählter Vögel deutet also eher darauf hin, dass die Vögel aufgrund von Unterschieden im Geräuschpegel (Zwart et al. 2016) oder im Wetter (Wolf, Walsberg 1996) stiller oder inaktiver waren und folglich seltener gezählt wurden, wenn die WEA zeitgleich in Betrieb waren.

Damit gleichen die Ergebnisse unserer Studie denen einer Reihe anderer Studien aus marinen Gebieten oder aus dem Offenland, die ebenfalls Verdrängungseffekte von WEA auf Vogelgemeinschaften nachgewiesen haben (u. a. Pearce-Higgins et al. 2009; Sansom et al. 2016). Allerdings waren die Auswirkungen von WEA auf die Anzahl an Vögeln in den untersuchten Wirtschaftswäldern eher gering (– 24 %) und Effekte der Habitatqualität von Wäldern auf die Anzahl an Vögeln waren im Vergleich dazu bedeutend stärker (zwischen – 36 % und – 41 %). Auch haben WEA offenbar nicht zu einer vollständigen Verdrängung häufiger Singvogelarten geführt.

Es gibt mehrere Gründe, die die relativ geringen Auswirkungen von WEA auf Waldvögel erklären könnten (für eine ausführliche Diskussion der Ergebnisse verweisen wir auf die Originalpublikation). In erster Linie vermuten wir, dass die in Deutschland üblichen Prüfverfahren im Vorfeld des Baus der WEA sichergestellt haben, dass Wälder mit geringer Priorität für den Naturschutz ausgewählt wurden und dass wenige gegenüber WEA empfindliche Arten in den untersuchten Gebieten vorkamen. Die untersuchten Wälder waren klein und fragmentiert, stark degradiert, intensiv bewirtschaftet oder eine Kombination daraus. Dementsprechend wurden spezialisierte Waldvögel, die in Hessen auf der Roten Liste stehen (HMUKLV 2016), sehr selten oder gar nicht beobachtet (lediglich drei Beobachtungen des Baumpiepers – Anthus trivialis). Spechtarten, die Indikatoren für die Qualität des Waldes und der Vogelvielfalt sind, wurden sehr selten (bis zu zwei Arten pro Standort) erfasst. Dies unterstreicht den relativ geringen ökologischen Wert der untersuchten Wirtschaftswälder.

Stattdessen wurden die Vogelgemeinschaften von kleinen Wald- und Nahrungsgeneralisten dominiert, wie Meisen oder Drosseln. Generalistische Vogelarten sind dafür bekannt, niedrig zu fliegen und auch härtere Bedingungen als die in den untersuchten Wäldern herrschenden tolerieren zu können, wie z. B. Lärm in Städten. Daher trugen der geringe ökologische Wert der Wirtschaftswälder, das Fehlen sehr sensibler Arten und das überwiegende Vorkommen generalistischer Arten möglicherweise dazu bei, dass negative Zusammenhänge zwischen der lokalen Häufigkeit und dem Artenreichtum häufiger Vögel und Eigenschaften von WEA in Wäldern relativ gering ausgeprägt waren. Im Gegensatz dazu zeigte eine aktuelle Studie, dass Vogelarten, die gemeinhin mit ökologisch wertvollen Wäldern assoziiert sind, in der Nähe von WEA deutlich weniger aktiv waren (Reichenbach et al. 2022). So stieg z. B. die Wahrscheinlichkeit, verschiedene Spechtarten oder den Waldkauz (Strix aluco) an WEA mit großen Rotoren in Wäldern zu beobachten, von 2 – 13 % in der Nähe von WEA auf 7 – 55 % in 1.000 m Entfernung zu WEA (Reichenbach et al. 2022).

Die Unterschiede in der Zusammensetzung der Vogelgemeinschaften, die geringere Anzahl und der geringere Artenreichtum der Vögel in der Nähe von WEA mit größeren Rotoren könnten in unserer Studie mit den erhöhten Geräuschemissionen zusammenhängen, die von WEA mit großen Rotoren ausgehen können (Møller, Pedersen 2011), und die Vermutung stützen, dass durch diesen Effekt die Konkurrenz zwischen Vogelarten zunimmt (Zwart et al. 2016). Jedoch war der Rotordurchmesser der WEA mit dem Alter, der Höhe und der Anzahl der WEA in Wäldern korreliert. Die beobachteten Veränderungen der Vogelgemeinschaften in Wäldern mit WEA mit größerem Rotordurchmesser könnten also auch darauf zurückzuführen sein, dass Vögel Wälder mit mehr oder höheren WEA eher meiden. In ähnlicher Weise kann die Höhe der WEA den Abstand der Rotorblätter zum Kronendach des Waldes bestimmen. Kleine WEA könnten zum Rückgang von Vogelarten geführt haben, die bevorzugt in der Baumkronenschicht vorkommen. Alternativ könnten einzelne Vogelarten eventuell auch mit zunehmendem Betriebsalter der WEA eine Gewöhnung an die baubedingten Habitatveränderungen und betriebsbedingten Störungen gezeigt haben (vgl. Madsen, Boertmann 2008).

Zudem halten wir es für unwahrscheinlich, dass die geringere Anzahl und der geringere Artenreichtum der Vögel in Wäldern mit großen und vielen WEA auf eine geringere Aktivität bestimmterVogelarten zurückzuführen ist, weil eine geringere Aktivität bestimmter Vogelarten nicht die beobachtete Veränderung in der Zusammensetzung der Vogelgemeinschaft erklärt. Daher gehen wir hier von tatsächlichen Effekten großer WEA auf die Anzahl und den Artenreichtum der Vögel sowie auf die Zusammensetzung der Artengemeinschaft (und nicht auf die Aktivität) der Vögel aus. Es bleibt allerdings unklar, welcher Faktor (Alter, Größe oder Anzahl der WEA, Rotorgröße) oder welche Kombination von Faktoren entscheidend für die Verdrängung häufiger Vögel in Wirtschaftswäldern mit großen WEA und einer hohen Anzahl an WEA war. Künftige Studien sollten daher gezielt WEA unterschiedlicher Größe, Anzahl und Rotorgröße in Wirtschaftswäldern verschiedener Qualität miteinander vergleichen, um die Mechanismen zu verstehen und auf dieser Basis wirksame Maßnahmen zur Erhaltung häufiger Vögel in Wäldern zu entwickeln.

5 Schlussfolgerungen

Unsere Studie hat gezeigt, dass häufige Waldvögel in bewirtschafteten Wäldern weniger empfindlich auf nahe gelegene WEA reagieren als auf das Bestandsalter, die Baumartenzusammensetzung und den Strukturreichtum von Wäldern. Dies könnte damit zusammenhängen, dass Singvögel generell in geringerer Höhe fliegen als große, kollisionsgefährdete Vögel und potenziell durch WEA wenig beeinträchtigt werden. Alternativ könnte der schwache Zusammenhang zwischen WEA und Waldvögeln auf die vergleichsweise geringe Qualität der intensiv bewirtschafteten Wälder zurückzuführen sein, deren Artengemeinschaft von generalistischen und weniger störungsempfindlichen Waldvogelarten dominiert war. Dennoch wurden häufige Vögel im Wald teilweise durch WEA verdrängt, vor allem in Wirtschaftswäldern mit neueren und größeren WEA und einer hohen Anzahl von WEA. Diese Ergebnisse decken sich mit den Ergebnissen einer Studie zur Aktivität von Fledermäusen auf denselben Untersuchungsflächen (Ellerbrok et al. 2022) und einer Studie, die eine verringerte Aktivität von Spechten und Waldkäuzen in der Nähe großer WEA in Wäldern zeigte(Reichenbach et al. 2022). Wenn Vögel oder Fledermäuse verdrängt werden, können WEA indirekt zu einem Rückgang ihrer Populationen beitragen. Dies würde letztlich Waldökosysteme schwächen, da häufige Vögel und Fledermäuse wichtige Ökosystemfunktionen in Wäldern erfüllen (Gaston 2010; Rehling et al. 2023b). Außerdem zeigt unsere Studie, dass negative ökologische Auswirkungen von WEA auf Waldökosysteme bestehen können, selbst wenn vor dem Anlagenbau entsprechende Prüfverfahren durchgeführt wurden. Um Konflikte zwischen Naturschutz und Klimaschutz in Deutschland zu entschärfen, empfehlen wir, Verdrängungseffekte von WEA auf Tiere nach Möglichkeit zu reduzieren und zu kompensieren (siehe Kasten 1).

6 Literatur

↑   Aschwanden J., Stark H. et al. (2018): Bird collisions at wind turbines in a mountainous area related to bird movement intensities measured by radar. Biological Conservation 220: 228 – 236. DOI: 10.1016/j.biocon.2018.01.005

↑   Benítez-López A., Alkemade R., Verweij P.A. (2010): The impacts of roads and other infrastructure on mammal and bird populations: A meta-analysis. Biological Conservation 143: 1.307 – 1.316. DOI: 10.1016/j.biocon.2010.02.009

↑   Dehler-Holland J., Okoh M., Keles D. (2022): Assessing technology legitimacy with topic models and sentiment analysis – The case of wind power in Germany. Technological Forecasting and Social Change 175: e121354. DOI: 10.1016/j.techfore.2021.121354

↑   Diffendorfer J.E., Dorning M.A. et al. (2019): Geographic context affects the landscape change and fragmentation caused by wind energy facilities. PeerJ Life & Environment 7: e7129. DOI: 10.7717/peerj.7129

↑   Drewitt A.L., Langston R.H. (2006): Assessing the impacts of wind farms on birds. Ibis 148: 29 – 42. DOI: 10.1111/j.1474-919X.2006.00516.x

↑   Ellerbrok J.S., Delius A. et al. (2022): Activity of forest specialist bats decreases towards wind turbines at forest sites. Journal of Applied Ecology 59(10): 2.497 – 2.506. DOI: 10.1111/1365-2664.14249

↑   Erickson W.P., Wolfe M.M. et al. (2014): A comprehensive analysis of small-passerine fatalities from collision with turbines at wind energy facilities. PLOS ONE 9(9): e107491. DOI: 10.1371/journal.pone.0107491

↑   FA Wind/Fachagentur Wind (2022): Entwicklung der Windenergie im Wald – Ausbau, planerische Vorgaben und Empfehlungen für Windenergiestandorte auf Waldflächen in den Bundesländern. FA Wind. Berlin: 50 S.

↑   FA Wind/Fachagentur Wind (2023): Analyse der Ausbausituation der Windenergie an Land im Jahr 2022. FA Wind. Berlin: 47 S.

↑   Fernández-Bellon D., Wilson M.W. et al. (2019): Effects of development of wind energy and associated changes in land use on bird densities in upland areas. Conservation Biology 33(2): 413 – 422. DOI: 10.1111/cobi.13239

↑   Ferrer M., de Lucas M. et al. (2012): Weak relationship between risk assessment studies and recorded mortality in wind farms. Journal of Applied Ecology 49(1): 38 – 46. DOI: 10.1111/j.1365-2664.2011.02054.x

↑   Gaston K.J. (2010): Valuing common species. Science 327(5.962): 154 – 155. DOI: 10.1126/science.1182818

↑   HMUKLV/Hessisches Ministerium für Umwelt, Klimaschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz (Hrsg.) (2016): Rote Liste der bestandsgefährdeten Brutvogelarten Hessens. 10. Fassung, Stand Mai 2014. HMUKLV. Wiesbaden: 83 S.

↑   HMUKLV/Hessisches Ministerium für Umwelt, Klimaschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz (Hrsg.) (2018): Richtlinie für die Bewirtschaftung des Staatswaldes (RiBeS 2018). HMUKLV. Wiesbaden: 31 S.

↑   Hötker H. (2017): Birds: Displacement. In: Martin Perrow (Hrsg.): Wildlife and wind farms, conflicts and solutions. Vol. 1: Onshore: Potential effects. Pelagic Publishing. Exeter, UK: 119 – 154.

↑   Hurst J., Biedermann M. et al. (2020): Windkraft im Wald und Fledermausschutz – Überblick über den Kenntnisstand und geeignete Erfassungsmethoden und Maßnahmen. In Voigt C.C. (Hrsg.): Evidenzbasierter Fledermausschutz in Windkraftvorhaben. Springer. Berlin: 29 – 54.

↑   LAG VSW/Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten (2014): Abstandsempfehlungen für Windenergieanlagen zu bedeutsamen Vogellebensräumen sowie Brutplätzen ausgewählter Vogelarten. Berichte zum Vogelschutz 51: 15 – 42.

↑   Larsen J.K., Madsen J. (2000): Effects of wind turbines and other physical elements on field utilization by pink-footed geese (Anser brachyrhynchus): A landscape perspective. Landscape Ecology 15: 755 – 764. DOI: 10.1023/A:1008127702944

↑   Leiren M.D., Aakre S. et al. (2020): Community acceptance of wind energy developments: Experience from wind energy scarce regions in Europe. Sustainability 12(5): e1754. DOI: 10.3390/su12051754

↑   Lintott P.R., Richardson S.M. et al. (2016): Ecological impact assessments fail to reduce risk of bat casualties at wind farms. Current Biology 26(21): R1135 – R1136. DOI: 10.1016/j.cub.2016.10.003

↑   Madsen J., Boertmann D. (2008): Animal behavioural adaptation to changing landscapes: Spring-staging geese habituate to wind farms. Landscape Ecology 23: 1.007 – 1.011. DOI: 10.1007/s10980-008-9269-9

↑   Mattsson B.J., Mateo-Tomás P. et al. (2022): Enhancing monitoring and transboundary collaboration for conserving migratory species under global change: The priority case of the red kite. Journal of Environmental Management 317: e115345. DOI: 10.1016/j.jenvman.2022.115345

↑   Møller H., Pedersen C.S. (2011): Low-frequency noise from large wind turbines. The Journal of the Acoustical Society of America 129(6): 3.727 – 3.744. DOI: 10.1121/1.3543957

↑   Morgan R.K. (2012): Environmental impact assessment: The state of the art. Impact Assessment and Project Appraisal 30(1): 5 – 14. DOI: 10.1080/14615517.2012.661557

↑   Pearce-Higgins J.W., Stephen L. et al. (2009): The distribution of breeding birds around upland wind farms. Journal of Applied Ecology 46(6): 1.323 – 1.331. DOI: 10.1111/j.1365-2664.2009.01715.x

↑   Prognos, Öko-Institut, Wuppertal-Institut (2021): Klimaneutrales Deutschland 2045. Wie Deutschland seine Klimaziele schon vor 2050 erreichen kann. Langfassung im Auftrag von Stiftung Klimaneutralität, Agora Energiewende und Agora Verkehrswende. Berlin, Wuppertal: 119 S.

↑   R Core Team (2021): R: A language and environment for statistical computing. Version 4.1.1.

↑   Rehling F., Delius A. et al. (2023a): Wind turbines in managed forests partially displace common birds. Journal of Environmental Management 328: e116968. DOI: 10.1016/j.jenvman.2022.116968

↑   Rehling F., Jongejans E. et al. (2023b): Common seed dispersers contribute most to the persistence of a fleshy-fruited tree. Communications Biology 6: e330. DOI: 10.1038/s42003-023-04647-y

↑   Reichenbach M., Reers H. et al. (2022): Auswirkungen von WEA auf die akustische Aktivität ausgewählter Waldvogelarten. Untersuchungen zu Verdrängungseffekten mittels automatisierter Erfassung. BfN-Schriften 643: 102 S. DOI: 10.19217/skr643

↑   Sansom A., Pearce-Higgins J.W., Douglas D.J. (2016): Negative impact of wind energy development on a breeding shorebird assessed with a BACI study design. Ibis 158(3): 541 – 555. DOI: 10.1111/ibi.12364

↑   Südbeck P., Andretzke H. et al. (Hrsg.) (2005): Methodenstandards zur Erfassung der Brutvögel Deutschlands. Länderarbeitsgemeinschaft der Vogelschutzwarten, Dachverband Deutscher Avifaunisten. Radolfzell, Münster: 753 S.

↑   Thaxter C.B., Buchanan G.M. et al. (2017): Bird and bat species' global vulnerability to collision mortality at wind farms revealed through a trait-based assessment. Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences 284(1.862): e20170829. DOI: 10.1098/rspb.2017.0829

↑   Therkildsen O.R., Balsby T.J. et al. (2021): Changes in flight paths of large-bodied birds after construction of large terrestrial wind turbines. Journal of Environmental Management 290: e112647. DOI: 10.1016/j.jenvman.2021.112647

↑   Voigt C.C., Straka T.M., Fritze M. (2019): Producing wind energy at the cost of biodiversity: A stakeholder view on a green-green dilemma. Journal of Renewable and Sustainable Energy 11(6): e063303. DOI: 10.1063/1.5118784

↑   Wolf B.O., Walsberg G.E. (1996): Thermal effects of radiation and wind on a small bird and implications for microsite selection. Ecology 77(7): 2.228 – 2.236. DOI: 10.2307/2265716

↑   Zwart M.C., Dunn J.C. et al. (2016): Wind farm noise suppresses territorial defense behavior in a songbird. Behavioral Ecology 27(1): 101 – 108. DOI: 10.1093/beheco/arv128

Förderung und Dank

Wir danken allen Eigentümern, die uns den Zugang zu den Waldflächen für die gemeinsame Arbeit ermöglicht haben. Wir danken den vier anonymen Gutachterinnen bzw. Gutachtern der Originalpublikation und der anonymen Gutachterin bzw. dem anonymen Gutachter von „Natur und Landschaft“ für wertvolle Kommentare, die die Qualität des Manuskripts verbessert haben. Wir danken dem Expertengremium, das während der gesamten Laufzeit dem Projekt beratend zur Seite stand. Das Projekt wurde durch die Deutsche Bundesstiftung Umwelt (DBU; 34123/01) gefördert. Die Daten und der R-Code für die Analyse der Originalpublikation sind online im Dryad Digital Repository verfügbar (https://doi.org/10.5061/dryad.rfj6q57d8).