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Polychlorierte Biphenyle (PCB) in Gewässern der Schweiz BAFU 2010 66 als 2 pg WHO-TEQ/g FG), wurden bei Hecht, Karpfen, Seeforelle und Regenbogenforelle beobachtet (Helder 1980, Walker & Peterson 1991, Walker et al. 1994, Stouthart et al. 1998). Allerdings sind die verschiedenen Lebensstadien unterschiedlich empfindlich. Bei Fischeiern ist anzunehmen, dass die Bioakkumulation von PCB vor allem im lipidreichen Dottersack stattfindet. Beeinträchtigungen durch PCB treten in den Fischembryonen daher oft erst einige Tage nach dem Schlüpfen auf, wenn die Lipide aus dem Dotter mobilisiert und daraufhin die darin enthaltenen Schadstoffe in die Embryos aufgenommen werden (Walker & Peterson 1991, Stouthart et al. 1998). Im Hinblick auf eine Abschätzung des Risikos durch PCB auf einheimische Tiere im Freiland muss damit gerechnet werden, dass zusätzliche Umweltfaktoren wie beispielsweise andere Schadstoffe, die Temperatur, Jahreszeiten, Stress durch ungenügende Lebensräume, Fressfeinde oder Konkurrenz eine grosse, aber weitgehend unerforschte Rolle spielen. Tab. 10 > Schwellenkonzentrationen für toxische Wirkungen von PCB auf Fische Konzentrationsbereich der PCB-Belastung toxische Wirkungen des Organismus (pg WHO-TEQ/g FG) 0–4 gestörte Embryonenentwicklung und erhöhte Mortalität von Embryonen veränderte Stressantworten Reproduktionsstörungen 4–10 Induktion von Enzymaktivitäten (der Cytochrom-P450-Familie) > 10 neurotoxische Wirkungen Auswirkungen auf das Immunsystem und endokrine Systeme (Sexualsteroide, Schilddrüsenhormone) Effekte auf Histologie von Geweben (v. a. Leber und Niere) Gewichtsveränderungen Die Konzentrationsbereiche für verschiedene toxische Wirkungen von dl-PCB auf Fische sind in Tab. 10 zusammengefasst. Die meisten möglichen Endpunkte und Wirkmechanismen sind jedoch noch unzureichend untersucht, womit eine Risikobeurteilung der PCB-Belastung bei Fischen mit einer grossen Unsicherheit behaftet ist. Problematisch für die Risikobeurteilung von PCB-Belastungen für Fische ist auch die Tatsache, dass meist säugerspezifische TEF-Werte oder Werte für häufig untersuchte Fischarten, wie z. B. Regenbogenforellen, für die Berechnung von Toxizitätsäquivalenten herangezogen werden. Spezielle TEF-Werte für unterschiedliche Fischarten sind bisher nicht ausreichend bestimmt worden, wodurch artspezifische Unterschiede in der Sensitivität gegenüber den PCB völlig vernachlässigt wurden. Da ausserdem bei der Bestimmung der 6 i-PCB die aus ökotoxikologischer Sicht sehr wichtigen dl-PCB- Kongenere 77 und 126 nicht berücksichtigt sind, sollten im Hinblick auf eine bessere Risikobeurteilung in jedem Falle diese dl-PCB bestimmt werden. Kumulative Effekte
3 > Ökotoxikologische Beurteilung von PCB in Fischen und deren Prädatoren 67 3.2 PCB in Vögeln Vögel zeigen einen weiten Bereich an Ernährungsgewohnheiten und energetischen Bedürfnissen. Die Aufnahme von Schadstoffen wird daher durch verschiedene Faktoren beeinflusst (Gobas et al. 1993, Sharifi et al. 1998, Dabrowska et al. 1999). So variiert der Grad der Bioakkumulation zwischen den Vogelarten hauptsächlich aufgrund der Unterschiede im Nahrungsspektrum und den artspezifisch unterschiedlichen Stoffwechselwegen (Drouillard et al. 2001). Aber auch Unterschiede in Körperkondition, Alter und Geschlecht spielen für Veränderungen und Unterschiede in den PCB-Gehalten eine grössere Rolle als beispielsweise geographische Differenzen zwischen den Populationen derselben Art. Wie auch bei den Fischen erfolgt die Anreicherung hauptsächlich über die Nahrungskette, was insbesondere für die Kongenere 126, 153, 169, 180 und 194 nachgewiesen wurde (Guruge & Tanabe 1997, Henriksen et al. 2000). Eine kongenerenspezifische Bioakkumulation wurde beispielsweise für Kormorane gezeigt. In diesen Vögeln wurden auch Biokonzentrationsfaktoren ermittelt, die 10- bis 100-fach grösser waren als in marinen Fischen und 100- bis 1000-fach höher als in Süsswasserfischen (Scharenberg 1991). Dies erstaunt, da Vögel PCB meist besser metabolisieren können als Fische (Boon et al. 1989, Buckman et al. 2004). Voraussetzung für die Abbaubarkeit von PCB in Vögeln ist das Vorhandensein mindestens einer chlorfreien meta- oder para-Position im PCB-Molekül (Guruge & Tanabe 1997, Drouillard et al. 2001). Einzelne Kongenere können vollständig abgebaut werden, wie PCB 149 im Haubentaucher (Podiceps cristatus). Bei verschiedenen Raubvogelarten hat sich der Reproduktionserfolg in den letzten 30 Jahren besorgniserregend verschlechtert (Kozie & Anderson 1991, Hoffman et al. 1996, Clark et al. 1998, Valkama & Korpimaki 1999, Vos et al. 2000). Für eine erfolgreiche Reproduktion ist eine akkurate Abstimmung vieler hormoneller und physiologischer Mechanismen und ein fein abgestimmtes Verhaltensmuster Voraussetzung (Wingfield 1990). So kann das Brutverhalten von Vögeln durch die hormonartigen Wirkungen der PCB (vgl. 3.1) gestört werden (Blus & Henny 1997, Vos et al. 2000). Ebenso könnte eine Verhaltensänderung Grund für den verminderten Reproduktionserfolg sein: Bei Stockenten (Anas platyrhynchos) und Graureihern (Ardea cinerea) wurde die Zerstörung von Eiern durch die Elterntiere nach Exposition gegenüber PCB beobachtet (Milstein et al. 1970, Risebrough & Anderson 1975). Ein vermindertes Nestverteidigungsverhalten und weniger Aufmerksamkeit für das Nest zeigten verschiedene Arten, unter anderem Falken (Fyfe et al. 1976, Fox et al. 1978, Fox & Donald 1980). Generell gelangen besonders mit Beginn der Brutzeit und der Mobilisierung von Körperreserven bei weiblichen Vögeln PCB und deren Metabolite in die Eier, was zu einer erhöhten Toxizität für den Nachwuchs führt. Vor allem in Jungvögeln ist eine weitere Anreicherung von PCB zu beobachten, da deren Enzymsysteme offenbar noch nicht in der Lage sind, diese Fremdstoffe effizient zu metabolisieren (Denker 1996). Da die Belastung von Falkeneiern mit PCB auch in der folgenden Generation zu Misserfolgen in der Reproduktion führte, sollten sich Feldbeobachtungen über mehrere Generationen erstrecken, um Konsequenzen einer PCB-Exposition auf Vogelpopulationen abschätzen zu können (Fernie et al. 2001a).
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