6-2 Organische Verbindungen

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).

6-2 Organische Verbindungen

"Predatory water birds such as herons are susceptible to bioaccumulation of pollutants through ingestion of contaminated food sources and, as they are at the top of the food chain, they are at risk of significant biomagnification (De Luca-Abbott et al., 2001)."

6-2 Organische Verbindungen

"Previous work on the effect of DDE on the breeding of the grey heron has shown that it causes eggshell thinning and egg breakage (Cooke et al., 1976; Conroy and Stephenson, 1979; Marquiss, 1983). By analysing the contents of heron eggs for DDE we have attempted to assess the effect of this insecticide on eggshell porosity and its likely consequences for successful incubation. [...]
There is an indication, however, that elevated DDE levels in the adult resulting in DDE levels above 20 ppm in the egg can increase the number of pores per egg [...] and reduce eggshell thickness [...]. Our interpretation is that the main problem posed by shell thinning due to DDE is not an excessive water loss from the egg during incubation but rather the risk of the loss of the egg due to breakage in the nest. Heron eggs are likely to break during incubation if their shells are less than 0.24 mm thick Cooke et al., 1976)."

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In einer vergleichenden Studie der DDE-Konzentrationen in Graureihereiern sowie deren Eierschalendicke konnten Unterschiede zwischen den Untersuchungen von 1945 und 1968-1973 festgestellt werden: "Thus shells collected from 1968 to 1973 tended to be thinner than those collected up to 1945 and, in the recent samples, the thinner shells were associated with higher egg residues of DDE. [...]
The proportion of pairs breaking their shells was found to be linearly related to the mean DDE content of the egg sample. [...] The broken shell sample contained a higher proportion of shells < 240 µm in thickness than the sample of egg shells being incubated [...]. This suggests that the chances of an egg surviving the incubation period intact are much reduced if the shell thickness is < 240/µm. "

6-2 Organische Verbindungen

Für Graureiherküken mit Knochendeformationen in einer Kolonie in England wurden mögliche Zusammenhänge mit chemischen Belastungen untersucht. Zusammenhänge mit Schwermetallbelastungen konnten nicht festgestellt werden. Die Autoren vermuten, dass die festgestellten Konzentrationen von polychlorierten Biphenylen (PCB), polychlorierten Dibenzodioxinen (PCDD) und Dibenzofuranen (PCDF) Einfluss auf die Ablagerungen von Calcium in den Knochen der Tiere und damit auf die Knochenentwicklung haben könnten.

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"The geometric mean liver PCB concentration in herons was 0.645 (0.522-0.797) mg/g; all but a single first-year female heron contained detectable residues. In general, adults had higher liver PCB concentrations than first-year birds [...], whilst both adult and first-year males had higher PCB residues than their female counterparts."

6-2 Organische Verbindungen

In dem Fluss Linth, einem Zufluss des relativ oligotrophen Walensees in der Schweiz, wurden 1993 Muskelproben verschiedener Arten auf PCB-Gehalte untersucht. Der mittlere Gesamt-PCB-Wert für den Graureiher betrug 31,759 ng/g extrahierbare Fette.

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"If the TCDD toxic equivalency (TEq) concept based on mammalian toxicity data is used for the toxicological assessment the detected PCB levels are in the range where effects on the reproductive impairment of theses bird species could result. However, no indication for such effects could be observed. This suggests that species-specific TEF values are required. [...] For the TCDD-TEq values the TEFs proposed by Safe [...] and the WHO [...] is used."
Grey herons: average TEq (Safe) = 24 ng/g extractable lipids; average TEq (WHO): 13 ng/g extractable lipids.

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"HCB kam anders als bei Seevögeln in nur geringen Konzentrationen vor. Eine Ausnahme stellte der Graureiher dar, weil ein Teil der Proben aus dem Einflußbereich der mit HCB verunreinigten Elbe stammt und er daher an diesem Ort eher zur Gruppe der an Industrieabflüssen lebenden Seevögel zu rechnen ist. Die niedrigen HCB- Rückstände der Landvögel weisen darauf hin, daß HCB seit dem Verbot als Fungizid aus der terristrischen Umwelt durch biotischen bzw. abiotischen Abbau und/oder Evaporation weitgehend entwichen ist."

6-2 Organische Verbindungen

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.

Sofern die Möglichkeit von erheblichen Beeinträchtigungen der Vogelarten und ihrer Habitate besteht, sind bei der Wirkungsprognose zunächst die jeweiligen Ausbreitungspfade der organischen Verbindungen über die Luft und Wasserwege abzuschätzen.

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 jeweiligen Fall können neben dem faktischen Verlust oder der Qualitätsminderung von Habitaten/Habitatstrukturen auch der direkte Verlust von Individuen bzw. eine erhöhte Mortalitäts- und eine verringerte Fortpflanzungsrate eine wesentliche Rolle spielen und sind entsprechend in der Wirkungsprognose zu berücksichtigen.

Ggf. ist zu prüfen, ob sich unter kumulativer Betrachtung nennenswerte Auswirkungen auf die Nährstoffkreisläufe der betroffenen Gewässer ergeben können.

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 Feld- oder Laborversuchen, s. Becker et al. 1993, Rassmus et al. 2003, Lambrecht et al. 2004, Muñoz Cifuentes 2004).

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Projekte und Pläne, die eine zusätzliche Belastung durch organische Verbindungen bewirken können, werden oft erst bei summativer und kumulativer Betrachtung relevant.

Soweit die Art und deren Habitate nach den gebietsspezifischen Erhaltungszielen zu bewahren oder zu entwickeln sind, wird die Relevanzschwelle grundsätzlich bei jedem (zusätzlichen) Eintrag biologisch verfügbarer, synthetisch organischer Verbindungen in die Nahrungskette von Vogellebensräumen und bei jeder Ölverschmutzung 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.

6-2 Organische Verbindungen

Die Beeinträchtigungsintensität resultiert einerseits aus der artspezifischen Empfindlichkeit und andererseits aus der Intensität und Dimension der negativen Veränderung durch Belastungen von Land- und Gewässerökosystemen mit Ölverschmutzungen und anderen organischen Verbindungen.

Die absolute und die relative Dimension der qualitativen Funktionsminderung betroffener Habitatkomplexe sind wesentliche Größen der Beurteilung.

Wichtig für die Erheblichkeitsbeurteilung sind zudem die funktionale Bedeutung der einzelnen betroffenen Teilhabitate sowie die zeitliche Dimension der Beeinträchtigung (Zeitpunkt, Häufigkeit und Dauer).

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 (vgl. auch Lambrecht et al. 2004 zu individuenbezogenen Beeinträchtigungen).

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. hierzu auch Wirkfaktor 4-2).

Nach derzeitigem Bearbeitungsstand liegen keine hinreichenden Informationen zur Bestimmung einer Erheblichkeitsschwelle im Sinne allgemeiner fachlicher Orientierungswerte vor.