6-1 Stickstoff- u. Phosphatverbindungen / Nährstoffeintrag

Eutrophierungen durch Melioration und hohe Düngergaben in der Landwirtschaft sowie sekundärer Nährstoffeintrag über Niederschläge, das bodennahe Grundwasser (einschließlich der Folgen von Entwässerung und Torfzehrung) und das Entwässerungssystem sowie zusätzliche Belastungen aus Abflüssen von Kläranlagen verändern und destabilisieren die hydrochemischen Verhältnisse aquatischer Vogellebensräume (vgl. z.B. Heubach et al. 2007). Als sekundärer Effekt kann sich im Verlandungsbereich der Bodengrund im Schilfröhricht verfestigen und damit Prädatoren wie Wildschwein, Waschbär und Marderhund den Zugang erleichtern (Meier-Peithmann 2018). In Landlebensräumen wirken sich Eutrophierungen über Veränderungen der Vegetation (Artenzusammensetzung, Deckungsgrad und Struktur) und der Nahrungsressourcen im Oberboden aus (Verschiebung Makrofauna zu Mikrofauna).

Die Problematik von Nährstoffeinträgen wurde auch im Zusammenhang der Wirkfaktoren 2-3 Intensivierung der Land- und Forstwirtschaft und 3-4 Veränderung der hydrochemischen Verhältnisse bearbeitet. Unter Wirkfaktor 6-1 zusammengefasste ergänzende bzw. weiterreichende Aspekte von Projekten und Planungen werden für Vogelarten oft erst bei summativer und kumulativer Betrachtung relevant. In Gewässern, die als Vorflut des landwirtschaftlich intensiv genutzten Umfeldes fungieren, findet häufig eine starke Nährstoffakkumulation statt (vgl. z.B. Meier-Peithmann 2018). Sanierungsmaßnahmen stellen sich demensprechend aufwändig dar und scheitern oft an zu kleinen Abgrenzungen der Schutzgebiete.

Nährstoffeintrag in Gewässer, v. a. Stillgewässer sowie eulitorale Nahrungsflächen der Ästuare und des Wattenmeeres, kann zusammen mit Erhöhungen der Wassertemperatur (vgl. Wirkfaktor 3-5) und daraus folgender Reduzierung des Sauerstoffgehaltes zu einem deutlich erhöhten Risiko von Botulismusausbrüchen in Vogelgemeinschaften führen. Diese können für Wasservögel seuchenhafte Ausmaße mit einer hohen Mortalitätsrate annehmen (vgl. Westphal 1991, Hemmerling & Hälterlein 1992, Wiesner in Richarz 2001:154ff.). Die Belastungssituation ist in solchen Fällen i. d. R. auf eine Vielzahl von Quellen zurückzuführen. Neben dem Stickstoffeintrag aus Luft bzw. Niederschlägen, der heute das Düngeniveau der 1960er Jahre erreicht (Dahl et al. 2000), sind v. a. Nährstofffreisetzungen insbesondere durch intensive Nutzung von Niedermoorböden und Einleitungen aus kommunalen Kläranlagen Ursache für die Überdüngung von Gewässersystemen.

Als sekundäre Beeinträchtigung ist zu berücksichtigen, dass die auf Eutrophierung zurückzuführende Planktonbiomasse an ihrer Oberfläche Schadstoffe adsorbiert und über den Wassertransport v. a. in Seen oder Küstengewässer verfrachtet, die hier akkumuliert und sedimentiert werden (Brockmann et al. 1994). Dadurch entsteht ein ständiges Gefährdungs- und Kontaminationspotenzial (s. Wirkfaktoren 6-2 und 6-3) für die Vögel dieser Lebensräume. Schadstoffe reichern sich durch Akkumulation in der Nahrungskette der Vögel v. a. in der Carnivorenbiomasse an und verursachen insbesondere in dieser Vogelgruppe physiologische Beeinträchtigungen.

Nährstoffeintrag in terrestrische Vogellebensräume bewirkt verstärkt durch NPK-Startdüngungen im Frühjahr über Verdichtung der Vegetation v. a. durch Untergräser eine Erhöhung des Raumwiderstandes im Grünland für nestflüchtende Jungvögel bodenbrütender Limikolen. Der Verdichtung der Vegetation folgt eine Veränderung des Mikroklimas, die schließlich zu einer Verringerung des Angebotes wärme- und lichtbedürftiger epigäischer Nahrungstiere führt. Unter diesen Bedingungen verschlechtert sich die Energiebilanz der Wiesenlimikolen-Küken (Gefahr des Verklammens) und der Huderaufwand der Altvögel wird erhöht (Südbeck & Krüger 2004). Zusätzlich wirkt sich der Klimawandel mit gestiegenen Mitteltemperaturen und erhöhtem CO2-Gehalt der Atmosphäre (auf >300 ppm) über eine verlängerte Vegetationsperiode nachteilig auf die Habitatqualität aus. Unter diesen Bedingungen entwickelt sich die Vegetation auf Grünlandflächen schneller und dichter, so dass dieser nutzungsabhängige Lebensraum für die in Nordwest- und Mitteleuropa traditionell brütende Vogelgemeinschaft zunehmend ungeeignet wird (Schuster 2014).

Eutrophierung von standortbedingt nährstoffarmen Wiesenlandschaften wird schließlich zum Schlüsselproblem bodenbrütender Vogelarten, wenn sich daraus Zunahmen von Wühlmausdichten und generalistischen Prädatoren ergeben. Letztlich kommt es zur Zerschneidung feindarmer Räume und der Zunahme großräumiger Randeffekte (Steiner 2006).

Der flächendeckende Eintrag von Stickstoff über Niederschläge fördert in lichten Wäldern den Aufwuchs einer zunehmend verdichteten Krautschicht. Für Wald- und Waldrandarten, die auf mehr oder weniger offenen Waldböden Nahrung suchen, geht in großem Umfang Lebensraum verloren (z. B. Zang, zit. in: Zang & Heckenroth 2001:130).

Die Präparierung von Skipisten erfolgt teilweise mittels schneeverfestigender Chemikalien. Schneefestiger sind meist Mischungen von Düngesalzen verschiedenster Art. Für eine 30 Stunden wirksame Schneefestigung sind je nach Situation 20-50 g 'Schneefestiger' je qm erforderlich (Greif 1987:87). Bei der Anwendung von 30 g Schneefestiger je qm würde dies einer Düngergabe von 300 kg je ha entsprechen. Sollten beispielsweise fünf Einsätze auf ein und derselben Fläche nötig werden, so entspräche dies einer Gesamtdüngermenge von 1.500 kg je Hektar, was einer starken Überdüngung gleich käme (Greif 1987).

Die Düngung führt zu einem gegenüber den natürlichen Verhältnissen überhöhten Angebot an Nährstoffen, dadurch verändert sich die Vegetationszusammensetzung und -struktur von Lebensräumen bodenoffener Habitate, z. B. von Alpenschneehuhn, Alpenbraunelle, Steinschmätzer und Schneefink.

Konsequenzen können - abhängig vom Umfang - z. B. Verlust von Teilhabitaten, Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen sein.

6-1 Stickstoff- u. Phosphatverbindungen / Nährstoffeintrag

Der Alpenstrandläufer wird in einer Liste von Arten genannt, bei denen Botulismus nachweislich aufgetreten ist bzw. mit hoher Wahrscheinlichkeit vorkommen kann (Westphal 1991). Stiefel & Scheufler (1989) zitieren weitere Quellen, die den Alpenstrandläufer als Botulismusopfer aufführen.

6-1 Stickstoff- u. Phosphatverbindungen / Nährstoffeintrag

Stickstoffdüngung oder -einträge aus eutrophierten Gewässern führen zu Änderungen von Struktur und Zusammensetzung der Vegetation und damit zur Verschlechterung der Bruthabitate des Alpenstrandläufers.

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. Transportwege entsprechen den unter Wirkfaktor 6-1 für Nährstoffe (mit denen diese oft komplex verbunden sind) beschriebenen Verhältnissen, wobei nur 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.

Per- und polyfluorierte Alkylverbindungen (PFAS) sind persistent, bioakkumulierend, toxisch und in der Umwelt ubiquitär verbreitet. Sie reichern sich z. B. im Sediment von Ästuaren (Heydebreck et al. 2015, NLWKN 2021) und im Boden an. Aus Tierversuchen ist nach Angaben des Bundesinstitut für Risikobewertung (2020) bekannt, dass viele PFAS, einschließlich PFOA, PFNA, PFHxS und PFOS, leberschädigend wirken. Im Tierversuch wirken einige PFAS, wie PFOA und PFOS, außerdem entwicklungstoxisch und können den Fettstoffwechsel, die Schilddrüsenhormonspiegel und das Immunsystem beeinträchtigen. Für die beiden letztgenannten Perfluoralkylsubstanzen sind seit 2006 bzw. 2020 mit der Verordnung (EU) 2019/1021 zu persistenten organischen Schadstoffen europaweit sowohl der Import als auch die Herstellung und deren Verwendung verboten. Trotzdem reichern sich diese sehr langlebigen Stoffe weiter in den Nahrungsketten an.

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

Die Autoren wiesen Anreicherungen von Umweltchemikalien wie z. B. PCBs, HCB, Moschusxylol, Octachlorstyrol sowie von den Bioziden DDT-Metaboliten, HCH-Isomeren und Bromocyclen in Eiern des Alpenstrandläufers nach:
"Die Umweltchemikalienkonzentrationen lagen in den meisten Fällen über der gesetzlichen Höchstmenge bzw. dem Richtwert für Eier, die zur menschlichen Ernährung bestimmt sind, erreichten aber wahrscheinlich keine den Bruterfolg gefährdenden Konzentrationen."

6-2 Organische Verbindungen

Nahrung suchende und rastende Individuen des Alpenstrandläufers sind während des Zuges in eulitoralen Nahrungsflächen direkt und indirekt von Ölverschmutzungen betroffen (Reineking 1984).

6-3 Schwermetalle

Schwermetallkontaminationen stellen insbesondere für Vogelarten im höheren Trophieniveau wie Eulen, Greifvögel und Seevögel ein besonderes Problem dar. Ihre exponierte Stellung am Ende der Nahrungskette bedingt hohe Akkumulationsraten in Bereichen mit hohen Hintergrundkonzentrationen z. B. aus Bergbau- und Verhüttungsanlagen, Kohlekraftwerke. Insbesondere die Aufnahme von Aas, Aufbrüchen oder angeschossenen Beutetieren, die mit Partikeln aus der bleihaltigen Jagdmunition durchsetzt sind, kann zu einer erheblichen Belastung mit Schwermetallen führen. Fakultative und obligate Aasfresser (See- und Steinadler, Mäusebussarde, Rotmilane, Gänse-, Mönchs-, Bart- und Schmutzgeier) sind stark von dieser Bleiquelle betroffen. Eine besondere Bedeutung ergibt sich aus der hohen Toxizität dieser Stoffgruppe. Die Empfindlichkeit gegenüber verschiedenen Schwermetallen variiert sowohl zwischen den Vogelarten wie auch individuell. Auch für Singvogelarten (Gorissen et al. 2005, Scheifler et al. 2006) und Wasservögel wie Enten, Schwäne und Gänse (Mateo 2009) können Schwermetallvergiftungen relevant sein.

Als Langzeitwirkungen von Luftverschmutzungen im Einwirkungsbereich von Metallverhüttungen in Finnland wurden von Eeva et al. (2002:234f.) Schwermetallkontaminationen als Ursache für den Bestandsrückgang von Vogelarten festgestellt. Dichteabnahmen wurden für Arten dokumentiert, die sich spezifischen nahrungsökologischen, der Aufnahme kontaminierter Nahrung besonders exponierten Gruppen zuordnen ließen. Subakute Vergiftungen wirken sich äußerlich sichtbar als Abmagerung, Verhaltensänderungen wie z. B. Verlust der Scheu vor Menschen oder als Muskelverkrampfungen aus (Bezzel & Fünfstück 1995).

Für Vögel sind sowohl akute wie auch chronische Vergiftungen mit den Schwermetallen Blei und Quecksilber besonders relevant (s. nachfolgende Datensätze). Diese potenziell toxischen Schwermetalle werden durch die Verbrennung fossiler Rohstoffe, Müllverbrennung, Industrie und Verkehr freigesetzt. Bei der Verwendung von Quecksilber als Saatgutbeizmitteln (Becker 2003) wurden Verluste bei Saatkrähen und Seeadlern nachgewiesen (Oehme 1981). Durch gesetzliche Reglementierungen sind inzwischen einige der größten Belastungsquellen der relevanten Schwermetalle wie z. B. quecksilberhaltige Saatgutbeizmittel in der landwirtschaftlichen Produktion ausgeschlossen. Ihre industrielle und pharmazeutische Verwendung ist insgesamt eingeschränkt und weiter rückläufig. Dementsprechend konnte auch für zahlreiche Arten und Artengruppen (zuletzt bei den Seevögeln) bei räumlichen Unterschieden seit den 1990er Jahren - von einem toxikologisch kritischen Niveau ausgehend - ein Rückgang der Kontamination festgestellt werden (z. B. Becker & Muñoz Cifuentes 2004).

Für die Bundesländer Brandenburg und Berlin wurden beispielsweise im Rahmen der Untersuchungen von Belastungen bei Greifvögeln und Eulen die höchsten Median- und auch Maximalwerte für Quecksilber in Organproben von Fisch- und Seeadlern sowie Habichten analysiert. Auffallend hohe Bleiwerte lagen für Seeadler vor. Bei Cadmium zeigten Rotmilane, Mäusebussarde und Sperber die höchsten Medianwerte. Zinkkonzentrationen lagen unterhalb der Werte, die bei Vögeln mit Zinkintoxikationen nachgewiesen wurden. Wie bei der Belastungssituation durch Zink waren auch die Cadmiumwerte ohne toxikologische Relevanz (Kenntner et al. 2006).

Differenzierte Ausführungen zur Belastungssituation von Vögeln und deren Lebensräumen mit Schwermetallen sowie zu den möglichen Auswirkungen finden sich z. B. bei:
Weber et al. (1998), Becker (2001), Kenntner et al. (2004), Langgemach et al. (2006), Watson et al. (2009), Beyer et al. (2011), Kanstrup et al. (2020) und v. a. im aktuellen Review von Monclús et al. (2020).

Konsequenzen einer erhöhten Schwermetallbelastung können - abhängig vom Umfang - z. B. Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen sein.

6-3 Schwermetalle

A: Beeinträchtigungen durch Blei

Die toxikologische Relevanz von Blei als Umweltschadstoff aus Industrie-Emissionen wird aktuell als eher gering eingeschätzt (Langgemach et al. 2006:320f.). Altlasten sind jedoch immer noch u. a. als Hinterlassenschaften in Hausmülldeponien, im Umfeld von Schießsportanlagen und an Straßenrändern relevant. Entlang von Straßen wurden sowohl bei Insekten, Kleinsäugern als auch in Organen und Federn von verschiedenen Vogelarten erhöhte Bleikonzentrationen festgestellt, die jedoch unterhalb des toxischen Niveaus blieben (Reijnen & Foppen 1991:29, Demuth & Streit 1989:615).

Auch im Sediment von Flüssen, Seen und Meeren ist immer wieder biologisches Kontaminationspotenzial vorhanden, welches über Remobilisierung in die Umwelt gelangen kann. Reaktivierungen dieser Belastungsquellen ergeben sich auf natürlichen Wegen durch Sturmflut- und Tidedynamik, aber auch z. B. bei Ausbau, Vertiefung und Ausbaggerungen von Fahrrinnen und der Entschlammung von Hafenbecken sowie bei Veränderungen von Wassertemperatur und -chemismus. Seevögel können als Vektoren von Schwermetallbelastungen für Böden im Nahbereich von großen Seevogelkolonien relevant sein (Ziólek et al. 2017, Shoji et al. 2019). Sie sind jedoch nach Walsh (1990) nur bedingt geeignete Indikatoren für die Abbildung von unterschiedlichen Belastungen der Meeresumwelt, wenn nicht physiologische oder saisonale Einflüsse berücksichtigt werden.

Ein akutes Problem stellen Vergiftungen durch Bleimunition aus der Jagd dar.Seit geraumer Zeit ist bekannt, dass Bleischrote bei der Jagd auf Wasservögel aus Flinten verschossen zu Bleivergiftungen führen. Insbesondere gründelnde, aber auch tauchende Wasservögel nehmen die Bleischrote als Magensteinchen auf oder verwechseln sie mit Pflanzensamen. Für Großbritannien wird geschätzt, dass jeden Winter 50.000-100.000 Wasservögel infolge von Bleivergiftungen verenden (Pain et al. 2015). Unter anderem zur Reduktion dieser Form von Bleivergiftungen hat Deutschland das "African-Eurasian Waterbird Agreement" (AEWA) unterzeichnet. Ein Beschluss der EU-Kommission verbietet seit 2020 mit einer Übergangsfrist von zwei Jahren bleihaltige Schrotmunition in und über Feuchtgebieten. Die Bundesländer hatten bereits mehrheitlich entsprechende Korrekturen zum Verbot von bleihaltiger Schrotmunition für die Jagd auf Wasservögel in ihre Landesjagdgesetze übernommen. Alternativen stellen z. B. Weicheisen- oder Wismutschrote für die Enten- und Gänsejagd dar. Untersuchungen von Kanstrup et al. (2019) haben jedoch ergeben, dass bei der Verwendung von Wismutlegierungen weiterhin Spuren von Blei in die Umwelt und damit in die Nahrungsketten gelangen.

Letale, auf die Gämsenbejagung zurückzuführende Bleivergiftungen wurden z. B. bei Steinadlern (Bezzel & Fünfstück 1995) festgestellt. Auch bei Rohrweihen konnten in Spanien erhöhte Mortalität und geringere Reproduktion auf Bleivergiftungen zurückgeführt werden. Ein Anstieg der Sterblichkeit oder der Blutbleispiegel bei Greifvögeln und anderen Aasfressern wie Rabenvögeln, die mit der Jagdsaison korrelieren, wurde in den untersuchten Populationen mehrfach nachgewiesen (Pain et al. 1997a:4f., Kramer & Redig 1997, Mateo et al. 1999:439, Cade 2007, Craighead & Bedrosian 2007, Krone et al. 2009a, Cruz-Martinez et al. 2012, Kelly et al. 2014).

Die orale Aufnahme von metallischen Bleipartikeln ist der wichtigste Weg der Bleivergiftung bei Greifvögeln. Die Quelle des Bleis sind Fragmente aus verbrauchter Jagdmunition, d. h. Rückstände von bleihaltigen Geschossen oder Bleischrotkugeln, die mit der Nahrung aufgenommen werden. Der physische Nachweis von Schrot- oder Geschossfragmenten aus metallischem Blei bei postmortalen Untersuchungen ist ein direkter Beleg für die Aufnahme von Blei. Dies wurde nachgewiesen durch den Vergleich von Bleiisotopensignaturen im Gewebe von Greifvögeln mit Isotopenverhältnissen von Munition (Scheuhammer und Templeton 1998, Mateo et al. 2001, Church et al. 2006, Fisher et al. 2006, Pain et al. 2007, Helander et al. 2009, Lambertucci et al. 2011, Berny et al. 2015, Madry et al. 2015).

Eine Übersicht über das Ausmaß der Bleivergiftungen bei Wasser- und Greifvögeln in Europa geben Mateo (2006, 2009), Pain et al. (2015) und Monclus et al. (2020). Mateo listet neben 17 Greifvogelarten, auch die Stockente, Spießente, Tafelente, Weißkopfruderente, Rothuhn, Rebhuhn, und Fasan sowie die Ringeltaube auf, die alle von Bleivergiftungen betroffen sind. Weltweit sind Bleivergiftungen für mindestens 23 Greifvogel- und Eulenarten, v. a. bei Aas fressenden Arten beschrieben (Kenntner et al. 2004, Langgemach et al. 2006, Pain et al. 2009).

6-3 Schwermetalle

B: Beeinträchtigungen durch Quecksilber

Quecksilber wird über metallorganische Verbindungen wie die unter Wirkfaktor 6-2 beschriebene Stoffgruppe von Umweltchemikalien im Organismus über die Nahrungskette angereichert. Jedoch lassen sich die Rückstandsverhältnisse dieses Schwermetalls nach Feststellungen von Heidmann et al. (1987) nicht so eindeutig mit den trophischen Positionen der Arten erklären wie bei den organischen Umweltschadstoffen. Anscheinend werden diese Beziehungen von Aufenthalten in stärker belasteten Herkunfts- bzw. Hauptnahrungsgebieten der Individuen überlagert. Quecksilberkontaminationen können anders als bei organischen Umweltschadstoffen auch bei phytophagen Vogelarten ein hohes Niveau erreichen (Scherner 1982:22). Im aquatischen Nahrungsnetz sind fischfressende Arten höher kontaminiert (Becker 2003, Becker et al. 1985b, 1991, Mattig et al. 2000).

Charakteristisch für akute Quecksilbervergiftungen von Vögeln sind neurotoxische Wirkungen und ihr schleichender Verlauf bei ausgeprägten Latenzzeiten. Eine besondere Empfindlichkeit besteht bei embryonalen Organismen mit der Gefahr genetischer Schäden durch Chromosomenaufbrüche. Chronische subletale Quecksilbervergiftungen machen sich z. B. als Veränderungen von Verhaltensweisen bei Vögeln bemerkbar, die auf degenerative Veränderungen des Nervensystems zurückzuführen sind (Oehme 1981:360ff.). So wurde bei einem Silberreiher eine Störung von Muskelabläufen (Ataxie) und bei einer Stockente erhöhte Angstreaktion infolge von Methyl-Quecksilber-Belastung festgestellt (Bouton et al. 1999 und Heinz 1979, zit. in Clotfelter et al. 2004). Seewagen (2020) beschreibt besondere Gefährdungen durch physiologische und histologische Effekte bei Langstreckenflugleistungen von Zugvögeln mit Folgewirkungen für Überlebensraten und sekundäre Verstärkungen von Anfälligkeiten gegenüber Pathogenen und Parasiten.

Thompson (1996, zit. in Pain et al. 1999:65) weist darüber hinaus auf die Einschränkung der Fortpflanzungsrate bzw. des Schlupferfolges bei Eiern von Merlinen (Falco columbarius) hin, deren Quecksilberbelastung 3 ppm überschritt. Die in den 1980er Jahren am Elbeästuar bei Flussseeschwalbeneiern mit 7 mg/kg gemessene Belastung von Quecksilber (Becker 1994) gehörte zu den höchsten international gefundenen Werten, führte aber nicht zu vermindertem Schlupferfolg (Becker et al. 1993). Quecksilberbelastungen in Eiern der Silbermöwe (Larus argentatus) aus Deutschland zeigen laut Umweltprobenbank des Bundes (2022) einen mehr oder weniger konstanten Trend und sind in einigen Jahren sogar leicht gestiegen. Generell sind Seevögel und Greifvögel höheren Belastungen mit Quecksilber ausgesetzt als andere Vögel (Keyel et al. 2020, Ma et al. 2021). Ekblad et al. (2021) konnten bei Seeadlern aus Finnland nachweisen, dass Adler, die sich aus Stauseen ernährten, deutlich höhere Quecksilberwerte auswiesen als Adler aus anderen Gebieten.

Die Korrelation zwischen Influenza-Prävalenz und Quecksilberkonzentrationen in wandernden Wasservögeln deutet darauf hin, dass immunotoxische Effekte der Quecksilberkontamination die Ausbreitung der Vogelgrippe entlang der Zugrouten fördern könnten (Teitelbaum et al. 2022). Auch in subklinischen Konzentrationen kann Quecksilber Auswirkungen auf das Paarungsverhalten und den Reproduktionserfolg von Vögeln haben. Frederick & Jayasena (2011) wiesen in einem Experiment an Schneesichlern (Eudocimus albus) nach, dass diese sich bei Quecksilberkontamination häufiger mit gleichgeschlechtlichen Partnern verpaarten.

6-3 Schwermetalle

"Blomqvist et al. (1987) bestimmten an Herbstdurchzüglern in Südschweden die Gehalte von 10 Schwermetallen in Leber und Niere. [...] Es scheint, daß Cadmium die größten Gefahren birgt, da es offensichtlich im Körper gespeichert wird und so allmählich akut toxische Werte erreichen kann."

6-3 Schwermetalle

Das Autorenteam belegt für Alpenstrandläufer bei Federanalysen in indischen Überwinterungsgebieten (v.a. Calidris a. centralis) hohe Konzentrationen von Zink, Cobalt, Chrom und Kupfer.

6-3 Schwermetalle

Das Autorenteam konnte bei einer der im westlichen Alaska brütenden Unterarten (Calidris a. pacifica) erhöhte Kontentrationen verschiedener Schwermetalle in Federn und Nieren feststellen: "We report concentrations of cadmium, copper, and zinc in kidneys as well as copper, lead, mercury, selenium and zinc in feathers. (...) Cadmium concentrations in kidneys were significantly related to habitat preference: [Cd] in estuarine foragers >[Cd] in terrestrial foragers. Cadmium accumulation was agedependent as concentrations increased significantly within 10 months of hatch dates but not afterward. Concentrations of cadmium and zinc in kidneys as well as lead and mercury in feathers were below those known to cause deleterious effects in birds. In contrast, selenium concentrations in feathers (range: 2.1-14.0 ?g/g ) were often at levels associated with toxicity risks (>5 ?g/g). Toxicity thresholds are not available for copper in kidneys or copper and zinc in feathers; however, measured concentrations of these elements were within documented ranges for sandpipers. Future studies should assess potential impacts of selenium on embryonic development in Dunlin and other sandpipers."

6-4 Sonstige durch Verbrennungs- u. Produktionsprozesse entstehende Schadstoffe

Hinweise auf eine Relevanz sonstiger durch Verbrennungs- und Produktionsprozesse entstehender Schadstoffe liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor (vgl. a. 'Vertiefende Ausführungen' unter 'Wirkfaktoren').

6-5 Salz

Hinweise auf eine Relevanz von Salzeinträgen liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor (vgl. a. 'Vertiefende Ausführungen' unter 'Wirkfaktoren').

6-6 Depositionen mit strukturellen Auswirkungen (Staub / Schwebst. u. Sedimente)

Hinweise auf eine Relevanz von Depositionen mit strukturellen Auswirkungen liegen nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor (vgl. a. 'Vertiefende Ausführungen' unter 'Wirkfaktoren').

6-7 Olfaktorische Reize (Duftstoffe, auch: Anlockung)

Für zahlreiche Tierarten (Insekten, Fische, Säugetiere) ist die Orientierung nach körpereigenen Pheromonen aber auch nach Duftstoffen der Umgebung seit langem bekannt. Auch Vögel verfügen über alle anatomischen Voraussetzungen, die für die Ausprägung eines guten Geruchssinnes notwendig sind (z. B. Geruchsepithel oder Geruchskolben). Mittlerweile ist bekannt, dass sogar Singvögel, denen lange eine unterentwickelte Geruchswahrnehmung unterstellt wurde, Prädatoren am Geruch erkennen können (Amo et al. 2008).

Im Rahmen der Untersuchungen von Steiger et al. (2008) zur Entwicklung und Variation der genetischen Anlagen zur Ausbildung und Nutzung des Geruchssinnes zeigten sich deutliche art- und gruppenspezifische Unterschiede. Ein vergleichsweise großes genetisches Potenzial wurde für nachtaktive Arten nachgewiesen. Die Autoren leiteten daraus die Hypothese ab, dass sich die besondere Ausprägung des Geruchssinnes dieser Arten evolutionsgenetisch als Kompensation des eingeschränkten Sehvermögens entwickelt hat.

Koski et al. (2015) haben festgestellt, dass von insektivoren Singvogelarten olfaktorische Informationen zur Orientierung bei der Nahrungssuche genutzt werden. Ebenso ist experimentell belegt, dass Weißstörche über größere Entfernung den Geruch von frisch gemähtem Gras und damit eine potenzielle Nahrungsressource wahrnehmen können (Wibelski et al 2021). Die Autor*innen der Studie leiten aus ihren Recherchen und Untersuchungsergebnissen ab, dass die Nutzung der Fernwirkung von Duftstoffen bei Vögeln allgemein zum normalen Repertoire der Nahrungssuche von Vögeln gehört.

Anscheinend ist für Vögel der Geruchssinn auch bei der Orientierung in näherer Umgebung von Bedeutung. So reagieren z. B. Krähenvögel bei der Nahrungssuche auf olfaktorische Reize und Stare nutzen ihren Geruchssinn zur Auswahl von Pflanzen für den Nestbau (Papi 1991). Papi (1991) stellte sogar die Hypothese auf, dass Vögel aufgrund von windtransportierten Duftstoffen in der Luft olfaktorische Navigation durchführen können. Versetzungsversuche mit anosmisch (Trennung des Geruchsnervs) gemachten Brieftauben aber auch Mauerseglern und Staren führten im Vergleich zu Kontrollgruppen zu reduzierten Rückkehrquoten. Berthold (2008:186ff.) diskutiert noch die Möglichkeiten olfaktorischer Navigation von Zugvögeln, die nur unter der Annahme olfaktorischer Signale erfolgreich sein kann. Heute erscheint naheliegend, dass wahrscheinlich alle Langstreckenzieher spezifische Umgebungsgerüche ihrer Zugwege zur Orientierung nutzen (Wallraff 2015, Wibelski et al. 2021).

Zumindest für Röhrennasen (Procellariiformes) wie Sturmvögel, Albatrosse und andere Seevögel, ist nachgewiesen, dass sie sich olfaktorisch anhand unterschiedlicher Konzentrationen von Dimethylsulfid (DMS) in der Atmosphäre über den Ozeanen orientieren. Olfaktorische Navigation wird von diesen Arten zum Wiederauffinden von produktiven Nahrungsgründen und für die zielsichere Rückkehr zu den Nistplätzen genutzt (Nevitt & Bonadonna 2005, Nevitt 2008, Pollonaro et al. 2015). Durch Forschungsergebnisse von Nevitt & Bonadonna wurde sogar belegt, dass der Geruchssinn von Röhrennasen eine Wiedererkennung des Partners ermöglicht.

Der Nachweis sehr differenzierter Nutzung des Geruchssinnes von Vögeln bei Nahrungssuche und Navigation belegt die lange unterschätzte hohe Relevanz dieses Wirkfaktors. Zumindest theoretisch ergeben sich somit Empfindlichkeiten, die zu Anlockung oder Vertreibung bzw. Störung führen können. Insgesamt sind Ausprägung und Anwendung des Geruchssinnes aber noch zu wenig bekannt, um konkretere Projekt- und Wirkungsbezüge herzustellen.

6-7 Olfaktorische Reize (Duftstoffe, auch: Anlockung)

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

6-8 Endokrin wirkende Stoffe

Endokrin wirkende organische Verbindungen in der Nahrung von Vögeln können u. U. direkt toxisch wirken, i. d. R. treten bei Vögeln jedoch latente und akute Belastungen von Hormonsystem, Organen und Stoffwechsel auf. Es werden hormonähnliche Wirkungen, Blockierungen der Hormonwirkungen und indirekte Steuerungsfunktionen unterschieden. Östrogenähnliche Wirkungen stellen sich z. B. als Verweiblichung von männlichen Individuen dar. Bereits Anfang der 1970er Jahre wurde in den USA bei Heringsmöwen eine auffällige Geschlechterverschiebung u. a. auf organische Umweltschadstoffe zurückgeführt (Clotfelter et al. 2004). Empfindlichkeiten gegenüber endokrin wirkenden Umweltschadstoffen wie z. B. PCB sind v. a. für Seeschwalben nachgewiesen (Becker et al. 1992, 1993, Becker 1994, Denker et al. 1994, Leisewitz 1996:50ff.).

Endokrine Wirkungen wurden für zahlreiche weitere Chlororganika festgestellt, die, angereichert über Räuber-Beute-Beziehungen, zu schwerwiegenden Störungen des Verhaltens sowie Schädigungen des Organismus von Vögeln bis hin zu Missbildungen ihrer Embryonen führen können (Disser et al. 1992, Becker 2003, Denker et al. 2003, Muñoz Cifuentes 2004). Direkte Störungen der Hormonausschüttung sind auch für eine zunächst wenig beachtete, aber global in Sedimenten und Böden angereicherte Stoffgruppe von Per- und polyfluorierten Alkylverbindungen (PFAS) nachgewiesen (Sebastiano et al. 2021). Zu den im Fettgewebe von Vögeln akkumulierten hormonaktiven Stoffen gehören seit vielen Jahren gesetzlich verbotene Organochlor-Pestizide wie z. B. DDT, HCB oder Lindan. Auch für das Biozid TBT, dem einzigen bisher bekannten Stoff mit androgenem (vermännlichendem) Effekt, konnten endokrine Wirkungen nachgewiesen werden. Mikroplastik wirkt komplex in Wechselwirkung mit anderen Schadstoffen und endokrin v. a. durch seine Zusätze und Monomere. Weitere Empfindlichkeiten gegenüber diesen Stoffgruppen werden unter den Wirkfaktoren 6-2 (organische Verbindungen) und 8-3 (Pestizide) beschrieben.

Konsequenzen der Belastung durch endokrin wirkende Stoffe können - abhängig vom Umfang - z. B. Verringerung des Bruterfolgs bzw. der Überlebenswahrscheinlichkeit von Individuen, Brutpaarverlust, Bestandsrückgang oder Beeinträchtigung bzw. Erlöschen lokaler (Teil-) Populationen sein.

Weiterführende Literatur und eine Auflistung von Stoffen mit hormoneller Wirkung bietet u. a. das Bayerische Landesamt für Umwelt unter folgender Internetadresse an:

https://www.lfu.bayern.de/analytik_stoffe/umweltueberwachung/bio_analytik/hormonelle_wirkungen/index.htm

6-8 Endokrin wirkende Stoffe

Beeinträchtigungen durch Arzneimittel:

Die Wirkungsforschung von Arzneimittelspuren in den stofflichen Beziehungen der Nahrungskreisläufe von Wildtieren steckt noch in den Anfängen. Methoden zur Umweltrisikoeinschätzung werden gerade erst erarbeitet. Hormonelle Wirkungen im Niedrigdosisbereich auf Fische oder Amphibien als Nahrungstiere von Vögeln sind z. B. für das Schwangerschaftsverhütungsmittel Ethinylestradiol nachgewiesen (Neue Zürcher Zeitung, 25. Mai 2005, Tamschick et al. 2016).

Humanarzneimittelrückstände gelangen über Abflüsse von Kläranlagen (Fendt 2007:258) oder die Ausbringung von Klärschlamm in die Wasser- und Landökosysteme und können sich damit in der Nahrungskette bis zu den Vögeln als Endkonsumenten anreichern.

Der Eintrag von Tierarzneimitteln in landwirtschaftlich genutzte Böden erfolgt insbesondere über Flüssigdünger wie z. B. Gülle und Dung.

Das Potenzial hoher Empfindlichkeit von Endkonsumenten zeigt das massive Geiersterben auf dem indischen Subkontinent nach Aufnahme von mit dem Schmerz- und Entzündungshemmer Diclofenac verunreinigten Kadavern (s. Chancelor & Meyburg 2003, Bezzel 2005).

Weiterführende Literatur zu den Auswirkungen von Pharmazeutika in der Umwelt findet sich z. B. bei Kümmerer (2004), Bean et al. (2017), Richard et al. (2021).

6-8 Endokrin wirkende Stoffe

Beeinträchtigungen durch Mikroplastik:

Verschmutzungen durch Mikroplastikpartikel und dessen Wechselwirkungen mit Schadstoffen und Organismen stellen heute aufgrund ihrer Omnipräsenz, Persistenz und dem toxischen Potenzial ihrer Zusätze und Monomere eine tiefgreifende Kontamination v. a. der marinen Umwelt dar. Mikroplastikeinträge in Flüsse und Meere sind überwiegend auf terrestrische Quellen (z. B. Reifenabrieb) zurückzuführen. Reifenabrieb ist die Hauptquelle für Mikroplastik in der Umwelt. Er setzt sich aus verschiedenen gesundheitsschädlichen Stoffen mit z. T. endokriner Wirkung zusammen (Schütte & Sextro 2020). Mikroplastik aus Reifenabrieb gehört bspw. in der Ostsee zu den Hauptbelastungsquellen (Essel et al. 2015). Eine weitere Hauptquelle für Mikroplastikbelastungen sind Thermoplaste wie z. B. in PET-Flaschen. Ihre Akkumulation erfolgt in den Nahrungsketten über marine Nahrungstiere und benthische Organismen bis zu den Endkonsumenten wie z.B. Seevögeln.

In marinen Systemen tritt Mikroplastik in kugelförmigen Partikeln im Sediment und als freischwimmende Fasern auf. Hauptsächlich letztere werden von Fischen und Muscheln aufgenommen. Bei einer Untersuchung an der Weser und im Niedersächsischen Wattenmeer fanden sich die höchsten Anzahlen von Granulat/10 g Sediment entlang der Hochwasserlinie (Dubaish 2019). Parallel zur Wasserlinie bilden sich Spülsäume aus, die der Nahrungsbeschaffung von Vögeln dienen, insbesondere im Winter. Spülsäume entlang der Hochwasserlinie sind eine spezielle Nahrungsquelle für verschiedene Küstenvögel wie z. B. Austernfischer, Sanderling oder andere Strandläufer, aber auch häufig an Stränden rastenden Singvögeln wie Schneeammer, Ohrenlerche und Berghänfling (Kruse & Scheiffahrt 2019).

Besondere Gefährdungen ergeben sich für Seevögel v.a. im Bereich von Meeresbuchten. Seit 1960 wurden für etwa 78 % aller Seevogelarten Kontaminationen mit Mikroplastik nachgewiesen. Seevögel sind zugleich Ausbreitungsvektoren für diese Schadstoffgruppe und deren Konglomerate mit dem Effekt der Konzentration von Belastungen im näheren Umfeld ihrer Kolonien (Wang et al. 2021). Aufgrund der Langlebigkeit vieler Seevogelarten wird das Problem der Bioakkumulation von Mikroplastik noch verschärft.

Akkumulation von Mikroplastik lässt sich auch in terrestrischen Systemen nachweisen. Besonders gefährdet sind hier Greifvögel insbesondere durch die Aufnahme von Abfall und Aas (Carlin 2019, Wang et al. 2021).

Weiterführende z.T. zusammenfassende Literatur zu Anreicherungsfaktoren und ökotoxikologischen Effekten bieten z. B. Dubaish (2019), Masiá et al. (2019), Menéndez-Pedriza & Jaumot (2020), Wang et al. (2021).

6-8 Endokrin wirkende Stoffe

Hinweise auf eine Relevanz dieses Wirkfaktors im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.

6-9 Sonstige Stoffe

Hinweise auf Empfindlichkeiten gegenüber sonstigen Stoffen im Hinblick auf die Beurteilung von erheblichen projektbedingten Beeinträchtigungen liegen für die Art nach dem derzeitigen Bearbeitungsstand nicht vor.