Miljögifter i ägg av sydlig kärrsnäppa (Calidris alpina schinzii) från Båtafjorden, Halland
Omslag: Hanne av sydlig kärrsnäppa, Båtafjorden, Varbergs kommun samt okläckta ägg av sydlig kärrsnäppa, foto: Mikael Larsson. Baksida: foto: Mikael Larsson Länsstyrelsen Halland Enheten för naturvård och miljöövervakning Meddelande 2007:18 ISSN 1101-1084 ISRN LSTY-N-M-2007/18-SE Tryckt på Länsstyrelsens tryckeri 2007
Miljögifter i ägg av sydlig kärrsnäppa (Calidris alpina schinzii) från Båtafjorden, Halland Donald Blomqvist och Mikael Larsson Göteborgs Universitet Zoologiska Institutionen Box 463 405 30 Göteborg Tel: 031-7863460 Fax: 031-416729 Email: donald.blomqvist@zool.gu.se
Förord En studie av sydlig kärrsnäppa på Västkusten har med stöd från bland annat Formas pågått under flera år. Vi är glada över att inom arbetet med åtgärdsprogram för hotade arter kunna bidra till att denna utvärdering av betydelsen av miljögifter för beståndsutvecklingen för sydlig kärrsnäppa kunnat genomföras. Utvärderingen har, tillsammans med en utvärdering av betydelsen av genetiska faktorer (meddelande 2007:17), genomförts som en del i framtagandet av ett nationellt åtgärdsprogram för sydlig kärrsnäppa. Åtgärdsprogram för hotade växter och djur ingår i den storsatsning som Naturvårdsverket genomför i samarbete med länsstyrelserna, med syfte att till år 2015 minska antalet hotade arter med 30%. Åtgärdsprogram har visat sig vara framgångsrika verktyg för att förbättra situationen för hotade arter. Den fördjupade kunskap som rapporten bidrar med utgör ett viktigt underlag för fortsatt bevarandearbete. Jeanette Erlandsson Koordinator Åtgärdsprogram för hotade arter Länsstyrelsen i Hallands län
INNEHÅLLSFÖRTECKNING SAMMANFATTNING 6 INLEDNING 7 METODER 7 Studieområde 7 Fångst och ringmärkning 7 Häckningsframgång 8 Okläckta ägg 8 Kemiska analyser 8 Statistiska analyser 9 RESULTAT 9 Förekomst och halter av klorerade kolväten 9 Variation i halterna av klorerade kolväten 10 Häckningsframgång och klorerade kolväten 10 DISKUSSION 11 TACK 11 LITTERATUR 13 Appendix. 15
SAMMANFATTNING Den sydliga kärrsnäppan har minskat kraftigt i antal; särskilt i länderna runt Östersjön (inklusive Sverige). I denna rapport utvärderar vi om förhöjda halter av klorerade kolväten påverkar häckningsframgången hos denna hotade vadare. Vi samlade in okläckta ägg vid Båtafjorden, Halland, och bestämde deras koncentrationen av PCB och sju olika pesticider: HCB, α-hch, γ-hch, DDE, HEOD, TDE och DDT. TDE och DDT detekterades inte i något av äggen, och halterna av övriga ämnen var relativt låga. Första kullar innehöll i genomsnitt högre halter av PCB och HCB än andra kullar (omläggningar), vilket indikerar att miljögifterna som en hona anrikat före äggläggningen ett visst år framför allt deponeras i hennes första kull för det året. Det fanns dock inga signifikanta samband mellan häckningsframgången (flera olika mått) och halterna av klorerade kolväten. Andra faktorer, särskilt biotopförluster, bopredation och genetiska effekter, framstår därför som mer betydelsefulla för populationsutvecklingen hos sydlig kärrsnäppa
INLEDNING Klorerade kolväten inkluderar produkter som används inom industrin (t.ex. PCB) och som bekämpningsmedel (pesticider); t.ex. DDT, HEOD (dieldrin), HCH (lindan) och HCB. Produktion och användning av PCB (flera olika varianter) förbjöds i USA 1979, men dessa ämnen bryts ned långsamt och finns därför kvar i miljön. På liknande sätt förbjöds DDT redan i början på 1970-talet, men finns trots det fortfarande kvar i form av metaboliter (DDE; t.ex. Hothem & Powell 2000). Flera studier har visat att förhöjda halter av klorerade kolväten och andra miljögifter kan ha en negativ effekt på levande organismer (se översikter i Fry 1995 och Tyler m.fl. 1998). Hos fåglar har sådana effekter främst dokumenterats hos arter som befinner sig högt upp i näringskedjan (t.ex. rovfåglar). Höga halter av miljögifter kan således resultera i reducerad fortplantningsframgång orsakad av t.ex. reducerad äggproduktion, äggskalsförtunning, förgiftning och missbildning av foster, samt förhöjd dödlighet hos kläckta ungar såväl som vuxna fåglar (t.ex. Fry 1995, Hothem & Powell 2000). Effekterna av miljögifter är dock mindre tydliga hos arter som befinner sig längre ned i näringskedjan (och som därför kan förväntas anrika lägre koncentrationer av gifter genom födan). Som exempel kan nämnas en studie av strömstare Cinclus cinclus i Wales (1990-1993), som jämförde häckningsframgången hos par utmed en PCB-kontaminerad å med par som häckade vid mindre förorenade åar. Trots att halterna av PCB i okläckta ägg var 4-20 gånger högre vid den förorenade lokalen jämfört med de andra vattensystemen, fann man ingen signifikant skillnad i fåglarnas häckningsframgång (Ormerod m.fl. 2000). Dessutom kan arter uppvisa en skillnad i känslighet för miljögifter även om de har ett likartat födoval. Vithövdade havsörnar Haliaeetus leucocephalus i Nordamerika misslyckades i det närmaste totalt med häckningen när DDE halterna i äggen översteg 15 ppm våtvikt (Wiemeyer m.fl. 1984), medan havsörnar Haliaeetus albicilla vid Östersjön uppvisade en normal häckningsframgång även när genomsnittskoncentrationen av DDE i äggen var 26 ppm våtvikt (Helander m.fl. 1982). Syftet med vår studie var att undersöka om förhöjda halter av klorerade kolväten påverkar häckningsframgången hos sydlig kärrsnäppa Calidris alpina schinzii. Denna ras (underart) av kärrsnäppa har minskat kraftigt i antal inom stora delar av sitt utbredningsområde; särskilt i länderna runt Östersjön (ArtDatabanken, SLU 2006: http://www.artdata.slu.se/). I Sverige häckar den sydliga kärrsnäppan nästan uteslutande på välbetade havsstrandängar och den är numera klassad som starkt hotad (Endangered). År 2000 beräknades till det svenska beståndet till ca 260 par, men rasen har sedan dess ytterligare minskat i antal. Enbart i Halland har populationen minskat från drygt 100 par 1970 (Unger 1970) till färre än 20 par 2004 (D. Blomqvist opubl.). Den sydliga kärrsnäppan lever av diverse ryggradslösa djur; t.ex. kräftdjur, havsborstmaskar och insekter. Under sommaren-hösten flyttar den utmed nordvästeuropas kuster till övervintringsområdena, som troligen är belägna i sydvästra Europa eller i norra/nordvästra Afrika (ArtDatabanken, SLU 2006: http://www.artdata.slu.se/). I denna rapport redovisar vi koncentrationerna av PCB och olika pesticider i okläckta kärrsnäppeägg insamlade i Halland. Vi testar om halterna samvarierar med flera olika mått på häckningsframgång: äggproduktion (kullstorlek), förekomst av obefruktade ägg, antal kläckta ungar samt antal återvändande ungfåglar (rekryter). METODER Studieområde Beståndet av sydlig kärrsnäppa på svenska Västkusten har övervakats sedan 1989 (Blomqvist & Johansson 1991a) och studien pågår fortfarande. Mer detaljerade studier, inklusive ringmärkning samt registrering av överlevnad, parband och häckningsframgång, inleddes i större skala några år senare. Denna rapport baseras på data insamlade vid Båtafjorden, Varbergs kommun. Båtafjorden omfattar närmare 2 km 2 av betade havsstrandängar och är en av Västkustens viktigaste häckningsområden för vadare och andra arter knutna till hävdade strandängar. År 2002 var tätheten av häckande vadare 136 par/km 2, inklusive 14 par av sydlig kärrsnäppa (Flodin & Grahn 2003). Även vid Båtafjorden har dock beståndet av sydlig kärrsnäppa gått kraftigt tillbaka under de senaste åren (D. Blomqvist opubl.). Fångst och ringmärkning Bon och ungkullar upptäcktes genom direkta observationer eller noggrann genomletning av lämpliga områden. De flesta adulter (vuxna fåglar) fångades med en bofälla (mjärde) under ruvningsperioden. I några enstaka fall fångades adulterna tillsammans med sina ungar efter att de lämnat boet. Adulterna mättes, vägdes och märktes med en metallring och en individuell kombination av färgringar. Ungarna mättes, vägdes och märktes (metallring, ibland även färgringar); vanligtvis i
eller nära bobalen vid kläckningen. Fångst och ringmärkning har skett under tillstånd från Ringmärkningscentralen, Stockholm. Häckningsframgång För bon som påträffades under läggningsperioden beräknades kläckningsdatum genom att anta 5 dagar för äggläggning (4 ägg) och 22 dagar för ruvning (Cramp & Simmons 1983). För bon som påträffades med en full äggkull skattade vi antalet ruvningsdagar genom att flyta äggen i vatten (Fig. 1). Läggningsdag, dvs. datum för första ägget i en kull, definierades enligt: dag 1 = 1 april. Vi återbesökte varje bo de närmaste dagarna kring det beräknade kläckningsdatumet och bestämde antalet kläckta ungar. Vi noterade då även om förluster av ägg eller ungar kunde hänföras till predation (se Blomqvist & Johansson 1991b), trampskador, översvämning eller andra orsaker (t.ex. att adulterna övergivit boet). Vi samlade in okläckta ägg som fanns kvar i eller nära boet. Kläckningsframgången beräknades som antal kläckta ungar/antal lagda ägg. Figur 1. Antalet ruvningsdagar skattades genom att flyta äggen i vatten. Metoden bygger på att ägg successivt förlorar vikt under ruvningen p.g.a. avdunstning och det växande fostrets ämnesomsättning. Äggens flytförmåga och lutningsvinkel indikerar således hur länge de har ruvats. För kärrsnäppa och andra vadare sjunker färska (oruvade) ägg och ligger kvar på botten med endast svag lutning, medan ägg som ruvats i t.ex. 9 dagar står vertikalt på botten och är nära att börja flyta (van Paassen m.fl. 1984). Foto: Mikael Larsson. På grund av svårigheterna med att observera och återfinna ungarna efter att de lämnat boet, har vi här avstått från att analysera antalet flygga ungar. Vi har i stället antagit att kläckta och ringmärkta ungar som inte återvänt till Västkusten under påföljande år har dött; antingen före de uppnått flygfärdig ålder eller under flyttningen/vintern. Detta antagande är rimligt eftersom den sydliga kärrsnäppan är starkt hemortstrogen (Jönsson 1991, D. Blomqvist opubl.). Trots att individbaserade studier av rasen har bedrivits i relativt närliggande områden, inklusive Skåne (t.ex. Jönsson 1991) och Danmark (t.ex. Thorup 1997), har fåglar från Västkusten aldrig konstaterats häcka på andra platser. Vidare har vi aldrig registrerat häckande fåglar med ett annat ursprung än svenska Västkusten (D. Blomqvist opubl.). De flesta av de återvändande ungfåglarna observeras inom 2 år från födseln (Jönsson 1991, D. Blomqvist opubl.). Okläckta ägg Vi valde ut 35 okläckta ägg, insamlade under åren 1993-2001, för kemisk analys. Halterna av klorerade kolväten visade sig dock vara osäkra för två ägg (ett ägg med extremt lågt fettinnehåll och ett ägg där mätningarna förhindrades på grund av interferenser av okänt ursprung; C. Wienburg i brev). Denna rapport baseras därför på de resterande 33 äggen, vilka producerade av 19 olika honor (28 olika äggkullar). Tjugo av dessa ägg (61%) innehöll inget synligt foster och klassades som obefruktade. De resterande 13 äggen innehöll ett dött foster (av varierande storlek). Äggen blåstes ur och innehållet förvarades i frys. Kemiska analyser De kemiska analyserna utfördes vid Centre for Ecology & Hydrology (CEH Monks Wood, Huntingdon, England) och omfattade koncentrationsbestämning av PCB (36 olika varianter [congeners] samt summa PCB), HCB, α-hch, γ-hch, p,p-dde, HEOD, p,p-tde och p,p-ddt. Analyserna har följt ett standardprotokoll använt vid CEH (t.ex. Wienburg & Shore 2004). I korthet kan nämnas att ägginnehållet (äggula eller foster + äggula) homogeniserades, varefter ett stickprov (upp till 1 g) torkades kemiskt. Fettinnehållet i stickprovet extraherades med hjälp av hexan/aceton, torkades och vägdes (fettvikt). Provet rengjordes (Alumina kolonn kromatografi) och analyserades med gaskromatografi kombinerad med s.k. electron capture detection (GC-ECD). Flera kvalitetskontroller genomfördes för att testa metodens tillförlitlighet.
95% Konfidensintervall (ppm fettvikt) Vi har valt att presentera resultaten uttryckta i ppm (μg/g) fettvikt; dels eftersom klorerade kolväten är fettlösliga, dels eftersom äggen var utsatta för uttorkning i varierande grad innan de samlades in. De lägsta detekterbara halterna (Limit of detection; LOD) för de olika ämnena redovisas i Appendix 1. Lägre koncentrationer sattes till värdet noll i denna rapport. Vi har även valt att enbart redovisa summa PCB (fortsättningsvis betecknad med PCB). Statistiska analyser Vi har antagit att enstaka ägg utgör ett representativt stickprov ur respektive kull. Detta stöds av flera tidigare studier, som dokumenterat att variationen i halter av klorerade kolväten och andra miljögifter är större mellan än inom kullar (t.ex. Lincer 1975, Helander m.fl. 1982, Newton m.fl. 1982, 1989). Eftersom individuella honor utgör den oberoende stickprovsenheten, har vi använt medelvärden (halter och häckningsresultat) för åtta honor med mer än ett analyserat ägg. De statistiska testerna baseras därför på totalt 19 ägg (producerade av lika många honor). Resultaten förändrades inte om varje enskilt ägg (n = 33) utnyttjades i testerna (ej visat). Tretton ägg representerade första kullar, dvs. första häckningsförsöket under ett visst år. Sex ägg var från andra kullar; omläggningar (ersättningskullar) som producerades efter att första kullen misslyckats (t.ex. på grund av boplundring). Ett växande foster kan på grund av sin ämnesomsättning påverka koncentrationen av klorerade kolväten i ägget (se t.ex. Fry 1995). Vi fann dock ingen signifikant skillnad i halterna av miljögifter mellan ägg med respektive utan foster (p > 0.21) och slog därför samman resultaten från båda typerna av ägg i analysen. För att öka överskådligheten har vi valt att reducera den statistiska informationen. Sannolikheten för att erhålla ett visst resultat av slumpmässiga skäl anges med ett p-värde, där p står för sannolikhet (probability). Om p-värdet överstiger den traditionella signifikansnivån (0.05, d.v.s. 5%) kan man inte utesluta att resultatet har genererats av slumpen. Resultaten presenterade nedan är statistiskt säkerställda (p < 0.05) om inte annat anges. RESULTAT Förekomst och halter av klorerade kolväten Påvisbara mängder av DDE, HCB och PCB fanns i 29 (88%), 26 (79%) respektive 21 (64%) av äggen (n = 33). HEOD detekterades i 14 ägg (42%), medan påvisbara mängder av α-hch och γ-hch endast fanns i 2 (6%) respektive 3 ägg (9 %). DDT och TDE detekterades inte i något av äggen. Medelhalterna av de olika ämnena var relativt låga (se Diskussion); varierande mellan 0.01 ppm fettvikt (α-hch) och 0.96 ppm fettvikt (DDE). Spridningen kring dessa medelvärden var dock betydande (Fig. 2, Appendix 1). 1.25 1.00 0.75 0.50 0.21 0.14 0.07 0.00 ahch ghch HEOD HCB PCB DDE Ämne Figur 2. 95%-iga konfidensintervall för medelhalterna av klorerade kolväten i okläckta ägg av sydlig kärrsnäppa (n = 33). Intervallet indikerar osäkerheten (felmarginalen) för skattningen av medelvärdet. Halter i ppm (µg/g) fettvikt.
Variation i halterna av klorerade kolväten Halterna av PCB och HCB samvarierade med tidpunkten på säsongen: äggkullar som påbörjades tidigt under året innehöll högre halter jämfört med de som påbörjades senare (Fig. 3; PCB: p = 0.015, HCB: p = 0.065). Detta resultat orsakades till stor del av en skillnad i koncentration mellan första kullar och andra kullar (Fig. 3). Första kullar innehöll i genomsnitt ca 25 (PCB) respektive 3 gånger (HCB) högre halter än andra kullar (PCB, medelvärde ± standardavvikelse ppm fettvikt: 1.23 ± 1.11, n = 13 vs. 0.05 ± 0.08, n = 6, p = 0.002; HCB, 0.26 ± 0.15 vs. 0.10 ± 0.11, p = 0.01). Övriga ämnen uppvisade samma mönster, men i dessa fall var skillnaden inte statistiskt signifikant (p > 0.11). Vi fann ingen signifikant korrelation mellan halterna av PCB och HCB; varken för första kullar (p = 0.96) eller andra kullar (p = 0.62), vilket antyder att dessa ämnen minskade i koncentration i andra kullarna oberoende av varandra. Halterna av samtliga ämnen tenderade att minska under studieperioden (1993-2001), men sambanden var inte statistiskt signifikanta (p > 0.35, n =19). Häckningsframgång och klorerade kolväten Vi fann inget stöd för att klorerade kolväten påverkade häckningsframgången hos sydlig kärrsnäppa. Samtliga samband mellan häckningsresultat och halt var således icke-signifikanta (kullstorlek: p > 0.13, andel obefruktade ägg: p > 0.22, kläckningsframgång: p > 0.15, antal återvändande ungfåglar: p > 0.17; n = 16, data på alla variabler ej tillgängliga för varje hona). Samma resultat erhölls om enbart första kullarna inkluderades i testerna (p > 0.15, n = 12). (a) 3.5 (b) 0.5 Halt PCB (ppm fettvikt) 2.8 2.1 1.4 0.7 0.0 Halt HCB (ppm fettvikt) 0.4 0.3 0.2 0.1 0.0 20 30 40 50 60 70 20 30 40 50 60 70 Läggningsdatum (1 = 1 april) Figur 3. Samband mellan läggningdatum (datum för första ägget i en kull) och (a) halten av PCB, och (b) halten av HCB i okläckta ägg. Fyllda cirklar markerar första kullar, ofyllda cirklar andra kullar (omläggningar). Halter i ppm (µg/g) fettvikt. 10
DISKUSSION Vi fann att halterna av PCB och HCB var högre i första kullar än i andra kullar (övriga ämnen uppvisade samma mönster; dock ej signifikant), vilket antyder att miljögifterna som en hona anrikat före äggläggningen ett visst år framför allt deponeras i hennes första kull för det året. Om förhöjda halter av klorerade kolväten påverkar häckningsframgången hos sydlig kärrsnäppa, bör således effekten vara tydligast för första kullarna. Vi fann dock inga signifikanta samband mellan häckningsresultatet (flera olika mått) och halterna av miljögifter; vare sig bland första kullarna eller i hela materialet. Det finns två alternativa tolkningar av dessa resultat: (1) förhöjda halter av klorerade kolväten påverkar häckningsframgången, men vårt material var otillräckligt för att detektera det, eller (2) de aktuella halterna av miljögifter har ingen effekt på häckningsresultatet. Nedan diskuterar vi dessa möjligheter. Vårt relativt begränsade material (33 ägg producerade av 19 olika honor) kan ha försvårat möjligheten att upptäcka negativa effekter av de klorerade kolvätena. Dessutom visar våra resultat att ägg producerade av samma hona kan uppvisa en betydande variation i halten av miljögifter. Som exempel kan nämnas att två ägg producerade av hona nr 1181 innehöll 0.70 respektive 5.28 ppm DDE, dvs. en 7.5 gånger högre halt i det senare ägget. Sammantaget innebär detta att det troligen krävs en större stickprovsstorlek för att fastslå om klorerade kolväten har någon effekt på häckningsframgången hos sydlig kärrsnäppa. Detta antyder emellertid i sin tur att effekten (om den finns) är marginell och därför kanske inte biologiskt betydelsefull. Det förefaller troligt att de relativt låga halterna detekterade i denna studie inte har någon stark påverkan på häckningsresultatet. Mattig m.fl. (2000) föreslog också att halterna av miljögifter i ägg av vadare, änder, måsar och tärnor från tyska Nordsjökusten (se Tabell 1) inte var tillräckligt höga för att påverka häckningsframgången. Om man betraktar HCB, DDE och PCB (ämnena med högst koncentration i vår studie), så är halterna av DDE och PCB i äggen av sydlig kärrsnäppa likartade eller lägre jämfört med vad man funnit hos andra vadare (inklusive nordlig kärrsnäppa C. a. alpina). Halten av HCB i äggen är högre hos sydlig kärrsnäppa är hos nordlig kärrsnäppa och två andra vadare, men i paritet med värden som uppmätts hos skärfläcka Recurvirostra avocetta (Tabell 1). Änder, måsar och tärnor uppvisar likartade koncentrationer av HCB och DDE, men mycket högre halter av PCB jämfört med sydlig kärrsnäppa (Tabell 1). Generellt är dock halterna av klorerade kolväten mycket lägre hos dessa fågelarter än hos rovfåglar. Exempelvis innehåller ägg av havsörn och pilgrimsfalk Falco peregrinus 1000-2000 gånger högre koncentrationer av DDE och PCB (Tabell 1). Det är också vanligtvis hos sådana arter (högt upp i näringskedjan), som miljögifter har en negativ effekt på häckningsframgången (t.ex. Helander m.fl. 1982, Wiemeyer m.fl. 1984, Lindberg 1985). Sammanfattningsvis har vi visat halterna av klorerade kolväten i ägg av sydlig kärrsnäppa är relativt låga. Vi fann inga signifikanta samband mellan häckningsframgången och halten av sex olika kolväten, vilket tyder på att dessa miljögifter inte någon stark effekt på häckningsutfallet. Andra faktorer, särskilt biotopförluster, bopredation och genetiska effekter, framstår därför som mer betydelsefulla för populationsutvecklingen hos sydlig kärrsnäppa. TACK Claire Wienburg och kollegor vid Centre for Ecology & Hydrology utförde de kemiska analyserna. Vi tackar även Angela Pauliny för hjälp med sammanställning av data och litteratursökning, samt Stiftelsen Alvins fond för fågelskydd, Ringhals AB/RSM och Falck Sverige AB för finansiellt stöd (analys av miljögifter). Sammanställningen av denna rapport har möjliggjorts genom ett anslag från Länsstyrelsen i Halland och är ett led i arbetet med att ta fram ett nationellt åtgärdsprogram för sydlig kärrsnäppa. Studien av sydlig kärrsnäppa på Västkusten har sedan 2003 även stötts av Forskningsrådet för miljö, areella näringar och samhällsbyggande (Formas). 11
Tabell 1. Genomsnittlig (första raden) och maximum (andra raden) koncentration av HCB, DDE och summa PCB i ägg av ett urval fågelarter (halter i ppm, µg/g, fettvikt). Värden markerade med asterisk beräknades som mittpunkten mellan minimum och maximum koncentration. Art/Ras Antal ägg HCB DDE Summa PCB Sydlig kärrsnäppa 1 C. a. schinzii 33 0.21 0.50 0.96 5.28 0.65 3.30 Nordlig kärrsnäppa 2 C. a. alpina 5 0.086 0.14 0.83 1.50 2.03 4.10 Rödbena 2 Tringa totanus 10 0.066 0.087 1.75 3.57 4.31 8.51 Strandskata 2 Haematopus ostralegus 10 0.091 0.13 0.37 0.46 4.54 5.56 Skärfläcka 2 Recurvirostra avocetta 10 0.17 0.31 1.91 3.03 1.66 2.61 Gravand 2 Tadorna tadorna 9 0.060 0.079 0.48 0.75 3.59 5.32 Ejder 2 Somateria mollissima 10 0.043 0.056 0.27 0.31 2.84 3.39 Skrattmås 2 Larus ridibundus 10 0.15 0.26 5.11 11.70 3.39 8.61 Gråtrut 2 Larus argentatus 10 0.13 0.18 0.75 1.10 6.12 9.00 Fisktärna 2 Sterna hirundo 10 0.21 0.31 0.99 1.48 6.90 9.99 Havsörn 3 Haliaeetus albicilla Pilgrimsfalk 4 Falco peregrinus 85 825 1900 39 461.3* 560 1110 2200 997.5* 1425 1 Denna studie, 2 Mattig m.fl. 2000, 3 Helander m.fl. 1982, 4 Lindberg m.fl. 1985. 12
LITTERATUR Blomqvist, D. & Johansson, O. C. 1991a. Den sydliga kärrsnäppan Calidris alpina schinzii på Västkusten. Inventering av betade strandängar 1989 och 1990. Information från Länsstyrelsen i Hallands län, miljövårdsenheten. ISSN 1101-1084. Blomqvist, D. & Johansson, O. C. 1991b. Distribution, reproductive success, and population trend in the dunlin Calidris alpina schinzii on the Swedish west coast. Ornis Svecica 1: 39-46. Cramp, S. & Simmons, K. E. L. (Red.) 1983. The Birds of the Western Palearctic. Vol. 3. Oxford University Press, Oxford. Flodin, L.-Å. & Grahn, J. 2003. Häckande fåglar på havsstrandängar i Halland och västra Skåne 2002. Länsstyrelsen Halland, Meddelande 2003:15. ISSN 1101-1084. Fry, D. M. 1995. Reproductive effects in birds exposed to pesticides and industrial chemicals. Environmental Health Perspectives 103 (Supplement 7): 165-171. Helander, B., Olsson, M. & Reutergårdh, L. 1982. Residue levels of organochlorine and mercury compounds in unhatched eggs and the relationships to breeding success in white-tailed sea eagles Haliaeetus albicilla in Sweden. Holarctic Ecology 5: 349-366. Hothem, R. L. & Powell, A. N. 2000. Contaminants in eggs of western snowy plovers and California least terns: Is there a link to population decline? Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 65: 42-50. Jönsson, P. E. 1991. Reproduction and survival in a declining population of the southern dunlin Calidris alpina schinzii. Wader Study Group Bulletin 61, Suppl.: 56-68. Lincer, J. L. 1975. DDE-induced eggshell thinning in the American kestrel: A comparison of the field situation and laboratory results. Journal of Applied Ecology 12: 781-793. Lindberg, P. 1985. Population status, pesticide impact and conservation efforts for the peregrine (Falco peregrinus) in Sweden, with some comparative data from Norway and Finland. ICBP Technical Publication 5: 343-351. Lindberg, P., Odsjö, T. & Reutergårdh, L. 1985. Residue levels of polychlorobiphenyls, ΣDDT, and mercury in bird species commonly preyed upon by the peregrine falcon (Falco peregrinus Tunst.) in Sweden. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 14: 203-212. Mattig, F. R., Rösner, H.-U., Gießing, K. & Becker, P. H. 2000. Umweltchemikalien in Eiern des Alpenstrandläufers (Calidris alpina) aus Nordnorwegen im Vergleich zu Eiern von Brutvogelarten des Wattenmeeres. Journal für Ornithologie 141: 361-369. Newton, I., Bogan, J., Meek, E. & Little, B. 1982. Organochlorine compounds and shell thinning in British merlins Falco columbarius. Ibis 124: 328-335. Newton, I., Bogan, J. A. & Haas, M. B. 1989. Organochlorines and mercury in the eggs of British peregrines Falco peregrinus. Ibis 131: 355-376. Ormerod, S. J., Tyler, S. J. & Jüttner, I. 2000. Effects of point-source PCB contamination on breeding performance and post-fledging survival in the dipper Cinclus cinclus. Environmental Pollution 109: 505-513. van Paassen A. G., Veldman, D. H. & Beintema, A. J. 1984. A simple device for determination of incubation stages in eggs. Wildfowl 35: 173-178. Thorup, O. 1997. Langtidsstudier af ryler på Tipperne. Dansk Ornitologisk Tidsskrift 91: 50-51. 13
Tyler, C. R., Jobling, S. & Sumpter, J. P. 1998. Endocrine disruption in wildlife: A critical review of the evidence. Critical Reviews in Toxicology 28: 319-361. Unger, U. 1970. Inventering av häckfågelfaunan på strandängar i Hallands län 1970. I: Pehrsson, O. & Unger, U. Inventering av häckande, rastande och övervintrande sjöfågel, vadare, m.fl. utmed Hallandskusten. Zoologiska institutionen, Göteborgs Universitet (stencil). Wiemeyer, S. N., Lamont, T. G., Bunck, C. M., Sindelar, C. R., Gramlich, F. J., Fraser, J. D. & Byrd, M. A. 1984. Organochlorine pesticide, polychlorobiphenyl, and mercury residues in bald eagle eggs 1969-79 and their relationships to shell thinning and reproduction. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 13: 529-549. Wienburg, C. L. & Shore, R. F. 2004. Factors influencing liver PCB concentrations in sparrowhawks (Accipiter nisus), kestrels (Falco tinnunculus) and herons (Ardea cinerea) in Britain. Environmental Pollution 132: 41-50. 14
Appendix. Fettinnehåll och halter av klorerade kolväten i okläckta ägg av sydlig kärrsnäppa (n = 33). Fettinnehållet anges i procent, kolväten i ppm (µg/g) fettvikt. LOD anger minsta detekterbara halt för respektive ämne (baserat på mätningar av 14 ägg). För PCB anges det lägsta LOD värdet bland 36 olika varianter (congeners). Ämne Medelvärde Standardavvikelse LOD Fett (%) 12.724 2.976 - HCB 0.205 0.137 0.00304 α-hch 0.013 0.050 0.00318 γ-hch 0.019 0.062 0.00302 DDE 0.962 1.032 0.00533 HEOD 0.071 0.109 0.00495 PCB 0.654 0.949 0.01162