TiHo Bibliothek elib - Tierärztliche Hochschule Hannover

Tierärztliche Hochschule Hannover
Die Dioxinbelastung von Schlachtrindern aus einer
Färsenvornutzung auf exponiertem Grünland nach einer
Ausmast mit unbelastetem Futter
INAUGURAL – DISSERTATION
zur Erlangung des Grades einer
Doktorin der Veterinärmedizin
- Doctor medicinae veterinariae -
(Dr. med. vet.)
vorgelegt von
Linda Christine Ungemach
Freiburg im Breisgau
Hannover 2013

Wissenschaftliche Betreuung:
Univ. Prof. Dr. J. Kamphues
Institut für Tierernährung
1. Gutachter: Univ. Prof. Dr. J. Kamphues
2. Gutachter: Univ. Prof. Dr. P. Steinberg
Tag der mündlichen Prüfung: 15.11.2013
gefördert durch das Niedersächsische Ministerium für Ernährung, Landwirtschaft,
Verbraucherschutz und Landesentwicklung

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Wissenschaftliche Veröffentlichungen:
UNGEMACH, L., E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, H. APPUHN, K. SEVERIN, J.
KAMPHUES (2012):
„Untersuchungen zur Dioxin-Belastung von Schlachtrindern von exponierten
Grünlandflächen nach Absetzen des belasteten Grundfutters“
8. Mainzer Arbeitstage – Belastungen der Umwelt mit Dioxinen und dioxinähnlichen
Verbindungen/PCB
Landesamt für Umwelt, Wasserwirtschaft und Gewerbeaufsicht Mainz, 13.09.2012
(http://www.luwg.rlp.de/Startseite/broker.jsp?uMen=12830438-4cf6-5401-be59-
265f96529772)
UNGEMACH, L., E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, H. APPUHN, K. SEVERIN, C.
VOSSLER, K. SASSEN und J. KAMPHUES (2013): „Dioxinbelastung von
Futtermitteln und Rindern bei Nutzung von Grünland im Elbe-
Überschwemmungsgebiet“
In: BUNDESANSTALT FÜR GEWÄSSERKUNDE, BfG (Hrsg.): Bioakkumulation in
aquatischen Systemen: Methoden, Monitoring, Bewertung. Kolloquium am 6./7. März
2013 in Koblenz – Veranstaltungen 7/2013, Koblenz, Juli 2013, S. 29 - 31
(http://doi.bafg.de/BfG/2013/Veranst7_2013.pdf)
UNGEMACH, L., E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, H. APPUHN, K. SEVERIN, J.
KAMPHUES (2013): „Dioxin concentrations in carcasses of primiparous beef cows
exposed differently before slaughter“
Proc. Soc. Nutr. Physiol. 22, S. 145
UNGEMACH, L., E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, H. APPUHN, K. SEVERIN, K.
SASSEN, C. VOSSLER, J. KAMPHUES (2013): „PCDD/F concentrations in muscle
and liver of dioxin exposed primiparous beef cows fed non contaminated feedstuffs
several months before slaughter“
Proc. 17 th Congress of the ESVCN, S. 69

KAMPHUES, J. und L. UNGEMACH sowie E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, K.
SEVERIN, B. ENDE, H.-J. HEUER, J. SCHNEIDER, C. VOSSLER, K. SASSEN, H.
APPUHN (2013): „Konzepte zur Nutzung von belastetem Grünland – aktuelle
Erfahrungen mit dl-PCB“
Fachgespräch “Eintragspfade von PCB in Rindfleisch”, Bonn, 05.02.2013
(https://www.umweltbundesamt.de/landwirtschaft/publikationen/veranstaltungen/pcb_
in_rindfleisch/08_konzepte_zur_nutzung_von_belastetem_gruenland_aktuelle_erfahr
ungen_mit_dl_pcb.pdf?eid=4)

Inhaltsverzeichnis
1 Einleitung .............................................................................................................................. 11
2 Schrifttum .............................................................................................................................. 13
2.1 Dioxine und dl-PCB – ein Überblick ............................................................................. 16
2.1.1 Chemischer Aufbau ................................................................................................. 16
2.1.2 Eigenschaften (physikalisch-chemisch) .................................................................. 17
2.1.3 Entstehung und Eintrag in die Umwelt ................................................................... 19
2.1.4 Dioxineintrag/Hintergrundbelastung in der Elbtalaue ............................................ 23
2.1.5 Beispiele akzidenteller Expositionen ...................................................................... 24
2.2 Toxikologische Bedeutung der PCDD/F und dl-PCB.................................................... 28
2.2.1 Toxikokinetik .......................................................................................................... 28
2.2.2 Toxizität .................................................................................................................. 33
2.3 Rechtsgrundlagen ........................................................................................................... 36
2.3.1 Auslösewerte, Aktionsgrenzwerte, Höchstgehalte .................................................. 37
2.3.2 TEF/TEQ-Risikobewertungssystem ........................................................................ 39
2.4 PCDD/F- und dl-PCB-Belastung ................................................................................... 41
2.4.1 Futtermittel .............................................................................................................. 42
2.4.2 Lebensmittel ............................................................................................................ 46
2.4.3 Exposition des Menschen mit PCDD/F und dl-PCB .............................................. 52
2.4.4 Situation in der Elbtalaue ........................................................................................ 54
2.5 Minimierung des Eintrages von PCDD/F und dl-PCB in die Nahrungskette ................ 56
2.6 Färsenvornutzung ........................................................................................................... 58
2.7 Aufgabenstellung ........................................................................................................... 59
3 Material und Methoden ......................................................................................................... 61
3.1 Tiere ............................................................................................................................... 61
3.1.1 Erste Gruppe von Färsen (F I) ................................................................................. 61
3.1.2 Zweite Gruppe von Färsen (F II) ............................................................................. 61
3.1.3 Dritte Gruppe von Färsen (F III) ............................................................................. 62
3.1.4 Weitere Tiere des Versuchsbetriebs ........................................................................ 63
3.2 Fütterung und Haltung ................................................................................................... 63
3.2.1 Fütterung und Futtermittel ...................................................................................... 64
3.2.2 Haltung der Tiere .................................................................................................... 68
3.2.3 Schlachtung der Tiere .............................................................................................. 72
3.3 Probenahme .................................................................................................................... 72
3.3.1 Bodenproben ........................................................................................................... 72
3.3.2 „Betriebsproben“ ..................................................................................................... 73
3.3.3 Futterproben ............................................................................................................ 74
3.3.4 Milchproben ............................................................................................................ 78
3.3.5 Muskulatur und Leber ............................................................................................. 80
3.3.6 Totgeborene Kälber ................................................................................................. 82
3.4 Probenaufbewahrung/-transport ..................................................................................... 83
3.5 Untersuchungen .............................................................................................................. 84
3.6 Untersuchungsmethoden ................................................................................................ 84
3.6.1 Analyse ausgewählter Inhaltstoffe in Futtermitteln ................................................ 85
3.6.2 PCDD/F- und dl-PCB-Analytik .............................................................................. 90
3.7 Körpermassenbestimmung der Tiere ............................................................................. 94

3.8 Statistische Auswertung ................................................................................................. 94
4 Ergebnisse ............................................................................................................................. 96
4.1 Chemische Futterzusammensetzung .............................................................................. 96
4.1.1 Chemische Zusammensetzung der belasteten Futtermittel ..................................... 96
4.1.2 Chemische Zusammensetzung der unbelasteten Futtermittel ................................. 97
4.2 PCDD/F- und dl-PCB-Belastung ................................................................................... 97
4.2.1 Boden ...................................................................................................................... 98
4.2.2 „Betriebsproben“ ..................................................................................................... 98
4.2.3 Futtermittel .............................................................................................................. 99
4.2.4 Milch ..................................................................................................................... 102
4.2.5 Muskulatur ............................................................................................................ 104
4.2.6 Leber ...................................................................................................................... 110
4.3 Körpermassenentwicklung der vorgenutzten Färsen und Schlachtgewichte ............... 116
5 Diskussion ........................................................................................................................... 121
5.1 Hintergrund der Arbeit ................................................................................................. 121
5.2 Kritik des Materials und der Methoden ........................................................................ 122
5.2.1 Anzahl der Tiere bzw. Proben ............................................................................... 122
5.2.2 Futtermittel und angewandtes Fütterungskonzept................................................. 124
5.2.3 Fragliche Hintergrundbelastung einiger Tiere ...................................................... 125
5.2.4 Unterschiedliche Dauer der Laktation und Ausmast ............................................. 125
5.2.5 Probenahme und Analytik ..................................................................................... 126
5.3 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte im Boden .................................................................... 129
5.4 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte: „Betriebsproben“ ....................................................... 130
5.5 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte: Futtermittel ................................................................ 132
5.5.1 Futtermittel „belasteter Standorte“ ........................................................................ 132
5.5.2 Futtermittel „unbelasteter Standorte“ .................................................................... 135
5.6 PCDD/F- und dl-PCB- Belastung: Tiere ...................................................................... 135
5.6.1 Milch ..................................................................................................................... 135
5.6.2 Muskulatur ............................................................................................................ 137
5.6.3 Leber ...................................................................................................................... 148
5.7 Rückgang der Dioxinkonzentration ............................................................................. 151
5.7.1 Einfluss der Körpermassenzunahmen ................................................................... 152
5.7.2 Einfluss der „Absetzfristen“ .................................................................................. 153
5.7.3 Einfluss der Laktation ........................................................................................... 153
5.8 Schlussfolgerungen ...................................................................................................... 156
6 Zusammenfassung ............................................................................................................... 160
7 Summary ............................................................................................................................. 163
8 Literaturverzeichnis ............................................................................................................. 166
9 Anhang ................................................................................................................................ 197
10 Danksagung ....................................................................................................................... 221

Abkürzungsverzeichnis
< Kleiner als k. A. keine Angabe
> Größer als kg Kilogramm
≥ Größer/gleich KM Körpermasse
Ø Arithmetisches Mittel Kol. Kolostrum
§ Paragraph LAVES Niedersächsisches Landesamt für
Verbraucherschutz und
Lebensmittelsicherheit
∑ Summe LBEG Landesamt für Bergbau, Energie und
Geologie
Abb. Abbildung LFGB Lebensmittel-, Bedarfsgegenstände
und Futtermittelgesetzbuch
AhR Aryl-Hydrocarbon-Rezeptor LI Lebensmittelinstitut
AhRE AhR-responsive Elemente LM Lebensmittel
Änd. Änderung LUFA Landwirtschaftliche Untersuchungsund
Forschungsanstalt
a. p. ante partum LWK Landwirtschaftskammer
Niedersachsen
ARNT Aryl hydrocarbon receptor nuclear m
Meter
translocator
ASE Accelerated Solvent Extraction M. Musculus
bel. belastet max. Maximal
bzw. beziehungsweise mg Milligramm
cm Zentimeter mind. mindestens
COF Carry-over-Faktor ml Milliliter
CYP1A2 Cytochrome P 450 1A2 Mon. Monate
d. h. das heißt n Anzahl
dl-PCB dioxin like PCB ng Nanogramm
DLG
Deutsche Landwirtschafts- n. n. nicht nachweisbar
Gesellschaft
Diss. Dissertation Nr. Nummer
EG Europäische Gemeinschaft n. u. nicht untersucht
et al. et alii (und andere) OCDD Octachlordibenzo-p-dioxin
etc. et cetera OCDF Octachlordibenzofuran
EU Europäische Union PCB polychlorierte Biphenyle
Fa. Firma PCDD polychlorierte Dibenzodioxine
FI Futtermittelinstitut PCDF polychlorierte Dibenzofurane
FM Futtermittel PCP Pentachlorphenol
g Gramm PeCDD Pentachlordibenzo-p-dioxin
ha Hektar PeCDF Pentachlordibenzofuran
Habil.-Schr. Habilitationsschrift pg Pikogramm
HpCDD Heptachlordibenzo-p-dioxin pH potentia hydrogenii
HpCDF Heptachlordibenzofuran POP Persistent organic pollutant
HPLC High-performance liquid
p. p. post partum
chromatography
HRGC/HRMS high resolution gas
PVC Polyvinylchlorid
chromatography/high resolution
mass spectrometry
Hrsg. Herausgeber Ra Rohasche
HWZ Halbwertszeit Rfa Rohfaser
HxCDD Hexachlordibenzo-p-dioxin RM Reife Milch
HxCDF Hexachlordibenzofuran Rp Rohprotein

S. Seite TS Trockensubstanz
SCAN Scientific Committee on Animal TWI Tolerable weekly intake
Nutrition
SCF Scientific Committee on Food u. a. unter anderem
Schl. Schlachtung unbel. unbelastet
SD Standardabweichung unlösl. unlöslich
SG Schlachtkörpergewicht UNEP United Nations Environment
Programme
s. o. siehe oben uS Ursprüngliche Substanz
Tab. Tabelle VDLUFA Verband dt. landwirtschaftlicher
Untersuchungs- und
Forschungsanstalten
TCDD Tetrachlordibenzo-p-dioxin Verh. Verhältnis
TCDF Tetrachlordibenzofuran VO (EG) Verordnung der Europäischen
Gemeinschaft
TDI Tolerable daily intake VO (EU) Verordnung der Europäischen Union
TEF Toxizitätsäquivalenzfaktor WHO World Health Organization
TEQ Toxizitätsäquivalent Abkürzungen der chemischen Elemente erfolgten
tier.
tierisch
nach den Regeln der internationalen Nomenklatur
tridest. tridestilliert
(IUPAC).

Einleitung
1 EINLEITUNG
Bei den Dioxinen und dioxinähnlichen Verbindungen handelt es sich um persistente
organische Schadstoffe, die zur Gruppe der sogenannten POP – Persistent Organic
Pollutants – gerechnet werden (UNEP 2013). Einmal in die Umwelt eingetragen,
zeichnen sie sich durch eine hohe Persistenz im Boden und in Sedimenten sowie die
Fähigkeit zur Akkumulation in Organismen aus (UMLAUF et al. 2005). Da Dioxine
und dioxinähnliche polychlorierte Biphenyle (dl-PCB) ubiquitär in der Umwelt
vorhanden sind, lässt sich ihr Eintrag in die Nahrungskette nur bedingt vermeiden, so
dass diese Stoffe – wenn auch nur in geringen Mengen – täglich durch den
Menschen aufgenommen werden (KÖRNER 2006). Der Eintrag dieser Schadstoffe
in die Lebensmittelkette kann beispielsweise erfolgen, wenn lebensmittelliefernde
Tiere bei der Futteraufnahme kontaminierte Bodenpartikel aufnehmen. Da sich
Dioxine und dioxinähnliche Verbindungen im Fettgewebe der Tiere anreichern,
gelangen diese Kontaminanten in die von diesen Tieren stammenden Lebensmittel
(Fleisch, Leber, Milch, Eier,...) des Menschen (BFR 2012b). Die jeweiligen Haltungsund
Fütterungsbedingungen der Nutztiere gehen mit unterschiedlichen
Dioxinexpositionen einher. Im Allgemeinen muss mit keinem erhöhten Dioxineintrag
gerechnet werden, wenn größere Mengen Kraftfutter zum Einsatz kommen, da
dieses im Vergleich zu Rau- oder Saftfutter deutlich geringere Dioxingehalte aufweist
(SCAN 2000, SCHWIND und HECHT 2004). Wird vermehrt Raufutter eingesetzt und
zudem Weidegang ermöglicht (z. B. Mutterkuhhaltung) ist dies mit einer höheren
Exposition der Tiere und folglich auch einem vermehrten Eintrag in die
Lebensmittelkette verbunden. Die Weidehaltung von Wiederkäuern ist in manchen
Regionen jedoch ein fester Bestandteil des Landschaftsbildes. Ferner gibt es
Grünland an Flussläufen, das aus Gründen des Hochwasserschutzes „freigehalten“
werden muss (Vermeidung einer „Verbuschung“), um ein schnelleres Abfluten nach
einer Überflutung zu ermöglichen (KAMPHUES und SCHULZ 2006, GUDE 2008).
Aus diesem Grund ist in manchen Regionen mindestens eine einmalige jährliche
Nutzung dieser Flächen vorgeschrieben. Da sich aber nicht jede Grünlandfläche zur
Futterwerbung eignet, bleibt in solchen Fällen lediglich die Beweidung als Alternative
(LWK 2011a). Jene Situation findet sich beispielsweise in der Niedersächsischen
11

Einleitung
Elbtalaue, in der sogar mit einer verstärkten Dioxinexposition zu rechnen ist und das
dort gelegene Grünland als potentiell „belastet“ angesehen wird. Frühere
Untersuchungen zeigten, dass eine Nutzung dieser Vordeichflächen – durch eine
Grundfuttermittelgewinnung und/oder Beweidung mit Rindern oder Schafen – das
Risiko von futtermittel- und lebensmittelrechtlichen Höchstgehaltüberschreitungen
birgt (BÜTTNER und KRÜGER 2000, GUDE 2008, GUDE et al. 2008, HEISE et al.
2007, SCHULZ 2005). Aus gewichtigen Gründen (Hochwasserschutz, Erhalt des
typischen Landschaftsbildes, Wirtschaftlichkeit der Betriebe) spricht jedoch einiges
für eine Nutzung dieser exponierten Grünlandflächen – trotz bekannter Risiken.
Vor diesem Hintergrund war es das Ziel der vorliegenden Arbeit ein entsprechendes
Konzept für die Nutzung dioxinexponierten Grünlands zu entwickeln, das im Einklang
mit einer – im Sinne des Verbraucherschutzes – „sicheren“ Rindfleischproduktion
steht. Als „Modellregion“ wurde, in Fortführung der Arbeiten von SCHULZ (2005) und
GUDE (2008), die Niedersächsische Elbtalaue gewählt. Als Konzept diente eine
besondere Form der Rindfleischerzeugung, nämlich die Färsenvornutzung. Dabei
wurde untersucht, ob sich die Dioxinbelastung der jungen Mutterkühe durch ein
„Absetzen“ des belasteten Futters und eine mehrmonatige Versorgung mit
unbelasteten Futtermitteln so weit „reduzieren“ lässt, dass einwandfreies Rindfleisch
produziert werden kann (Dioxingehalt < Höchstgehalt). Schließlich sollte die Frage
beantwortet werden, ob durch das rechtzeitige „Absetzen“ belasteten Futters vor der
Schlachtung nicht schon die wesentlichen Risiken (Höchstgehaltüberschreitungen)
minimiert und so disponierte Standorte bewirtschaftet werden können.
12

Schrifttum
2 SCHRIFTTUM
Bereits im Jahr 1993 wurde die besondere Situation an der Elbe durch den
„Niedersächsischen Untersuchungsbericht zur Bodenbelastung durch Dioxine im
Überschwemmungsgebiet der Elbe“ (SCHULZ et al. 1993) dargestellt. Damals wurde
aufgrund eines Großbrandes eine Bodenprobe entnommen, die einen sehr hohen
PCDD/F-Gehalt aufwies. Da diese Dioxinkonzentration nicht mit diesem Großbrand
in Verbindung gebracht werden konnte, wurde daraufhin die Belastungssituation im
Rahmen eines Untersuchungsprogramms näher eruiert. Diese Untersuchungen
ergaben dann, dass es sich dabei nicht um eine lokale Dioxinbelastung handelte,
sondern diese Belastung entlang des gesamten Elbufers bestand und auch andere
elbangrenzende Bundesländer betraf (SCHULZ et al. 1993). Durch das
Jahrhunderthochwasser 2002 – bedingt durch die hohen Wasserstände der Elbe und
Mulde – kam der Dioxinbelastung an der Elbe besonderes Interesse zu. Im
Anschluss an dieses Hochwasserereignis wurden zahlreiche Untersuchungen
eingeleitet, um die Bedeutung der Überschwemmung im Hinblick auf die
Dioxinbelastung für diese Region zu erfassen. Hierbei wurden diverse Proben
entnommen und auf ihren Gehalt an Dioxinen untersucht: Bodenproben betroffener
Gebiete, Futtermittel, die auf besagten Überschwemmungsflächen gewonnen
wurden, sowie Lebensmittel (Fleisch, Leber, Milch) von Tieren (Rinder, Schafe), die
mit potentiell belasteten Futtermitteln versorgt wurden. In späteren Kapiteln wird auf
diese besondere Situation an der Elbe näher eingegangen: Zum einen auf die
Ursache der Dioxinkontamination (Kapitel 2.1.4), zum anderen auf die Folgen mit
denen in den elbangrenzenden Gebieten durch den kontinuierlichen Dioxineintrag
(kontaminierte Sedimente, die im Rahmen wiederkehrender Überschwemmungen
auf das Grünland aufgetragen werden) gerechnet werden muss (Kapitel 2.4.4).
Dieses „Dioxinproblem“ ist jedoch längst nicht allein auf das Land Niedersachsen
bzw. auf die Elbe beschränkt. ANHALT (2006) wies darauf hin, dass in Regionen mit
anderen industriell geprägten Flussläufen mit ähnlichen Problemen zu rechnen ist.
Mittlerweile ist bekannt, dass dies beispielsweise für das Einzugsgebiet der Mulde
und Saale (HEISE et al. 2005, STACHEL et al. 2011) und des Spittelwassers (HEISE
et al. 2005 + 2007, STACHEL et al. 2011) zutrifft. Des Weiteren sind PCCD/F- und
13

Schrifttum
dl-PCB-Belastungen in Überschwemmungsgebieten industriell geprägter Flüsse in
Nordrhein-Westfalen bekannt (HEMBROCK-HEGER 2011). Das Umweltbundesamt
veröffentlichte im Jahr 2010 (UBA 2010) eine Auswertung der Länderberichte über
die Belastungssituation Deutschlands mit Dioxinen und dioxinähnlichen PCB in
Boden-, Futtermittel- und Lebensmittelproben. Hier wird zusammenfassend auf die
jeweiligen Situationen in den einzelnen Bundesländern eingegangen. Es wird darin
deutlich, dass sich eben nicht nur das Land Niedersachsen mit der Situation einer
erhöhten Dioxinbelastung an der Elbe beschäftigen „muss“. Beispielsweise existiert
in Brandenburg seit 2007 ein „Elbdeichvorland-Monitoring“, in dem regelmäßig
Bodenproben untersucht und darin hohe PCDD/F-Gehalte festgestellt werden. In
Hamburg gingen Bodenuntersuchungen, die von Außendeichflächen genommen
wurden, auch mit relativ hohen Dioxinwerten einher. In Mecklenburg-Vorpommern
wurden in einem flächendeckenden Untersuchungsprogramm sehr hohe
Dioxingehalte im Boden der Elbaue nachgewiesen. Auch für Schleswig-Holstein liegt
aufgrund kontaminierter Elbsedimente eine besondere Belastungssituation vor. Es
gibt jedoch auch – abgesehen von den elbangrenzenden Bundesländern – weitere
Bundesländer, die von hohen Dioxingehalten im Boden von
Überschwemmungsgebieten anderer Flussläufe betroffen sind, beispielsweise
Hessen, Nordrhein-Westfalen, Sachsen und Thüringen. In Sachsen-Anhalt wurde die
Nutzung der Muldeauen zwischen 1994 bis 2004 sogar vollständig untersagt (UBA
2010).
Seit circa 10 Jahren werden in Niedersachsen die Zusammenhänge und
Konsequenzen für die Landwirtschaft in dioxinbelasteten Gebieten untersucht und
Problemlösungen angestrebt – hierzu diente bislang die Elbtalaue als „Modellregion“.
Die Untersuchungen erfolgten im Rahmen von Kooperationsprojekten unter
Mitwirkung diverser Einrichtungen: Niedersächsisches Ministerium für Ernährung,
Landwirtschaft und Verbraucherschutz (ML Niedersachsen), Niedersächsisches
Landesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit (LAVES),
Landwirtschaftskammer Niedersachsen (LWK), Landwirtschaftliche Untersuchungsund
Forschungsanstalt (LUFA Nord-West), Landesamt für Bergbau, Energie und
Geologie (LBEG) sowie dem Institut für Tierernährung der Stiftung Tierärztliche
14

Schrifttum
Hochschule Hannover (TiHo Hannover). Diese Forschungsprojekte sind als
Kontinuum zu verstehen: Die hierdurch gewonnenen Ergebnisse und Erkenntnisse
bauen aufeinander auf und dienen gemeinsam dazu, betroffenen Gebieten – d. h.
Gebieten mit einer hohen (historisch bedingten) Dioxinexposition – Möglichkeiten
und Grenzen einer landwirtschaftlichen Nutzung (durch eine Futterwerbung und/oder
Weidehaltung mit lebensmittelliefernden Tieren) aufzuzeigen. Während sich die erste
Feldstudie (SCHULZ 2005) primär damit beschäftigte, mit welchen möglichen
Risiken bei einer Nutzung dioxinexponierter Flächen gerechnet werden muss,
standen in den nachfolgenden Projekten (GUDE 2008 und die vorliegende Arbeit)
Nutzungsmöglichkeiten solcher dioxinexponierter Flächen im Vordergrund. Stets
wurde dabei – aufgrund der standortspezifischen Bedingungen – das
Hauptaugenmerk auf die Dioxine, d. h. die polychlorierten Dibenzo-p-Dioxine und
polychlorierten Dibenzofurane (PCDD/F), gelegt. In einem Übersichtsreferat (GUDE
et al. 2008), das die aus den Arbeiten von SCHULZ (2005) und GUDE (2008)
gewonnenen Ergebnisse und Erkenntnisse aufgriff, wurde zusätzlich auch auf die
dioxinähnlichen polychlorierten Biphenyle näher eingegangen. Mittlerweile zeigten
diverse Untersuchungsergebnisse, u. a. die im Rahmen eines bundesweiten
Monitoringprogramms zusammengetragenen Daten (BRUNS-WELLER 2012), dass
– auch unabhängig von dioxinbelasteten Standorten – den dioxinähnlichen
polychlorierten Biphenylen (dioxin-like PCB, dl-PCB) eine entscheidende Bedeutung
in der Lebensmittelsicherheit zukommt. Besonders prädisponiert für die
Überschreitung zulässiger Höchstgehalte in Lebensmitteln tierischer Herkunft
scheinen in erster Linie die extensiven Haltungssysteme zu sein. Eine Auswertung
von Ergebnissen aus der Dioxindatenbank, die vom Bundesamt für
Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit auf einem Fachgespräch in Bonn
vorgestellt wurde (BVL 2013), machte deutlich, dass die untersuchten
Rindfleischproben aus Betrieben mit Weide- bzw. Freilandhaltung allgemein deutlich
höhere dl-PCB-Gehalte aufwiesen als das Rindfleisch, das von Rindern in
Stallhaltung produziert wurde. Auch in der Schweiz wurden bei Rindern aus
extensiven Haltungssystemen höhere Dioxin- und dl-PCB-Gehalte nachgewiesen
(ALP 2009, HESS und GEINOZ 2011). Es kann aber nicht nur in der Rinderhaltung
15

Schrifttum
mit höheren Dioxin- und dl-PCB-Gehalten bei einer Freilandhaltung gerechnet
werden. FERNANDES et al. (2011) konnten zeigen, dass eine Freilandhaltung auch
bei Schweinen und Legehennen – aufgrund der hierbei möglichen Bodenaufnahme –
mit einer höheren Exposition einherging.
2.1 Dioxine und dl-PCB – ein Überblick
Der Ausdruck „Dioxine“ bezeichnet eine Stoffgruppe aus 210 Substanzen, zu der die
75 polychlorierten Dibenzo-p-dioxine (PCDD) sowie die 135 polychlorierten
Dibenzofurane (PCDF) gezählt werden; 17 davon werden als toxikologisch
besonders relevant betrachtet (ANONYM 2006, GUDE et al. 2008). Unter den
insgesamt 209 verschiedenen polychlorierten Biphenylen (PCB) befinden sich 12
Kongenere, die dioxin-ähnliche toxikologische Eigenschaften aufweisen. Diese
werden als „dioxinähnliche PCB“ (dioxin like PCB, dl-PCB) bezeichnet (ANONYM
2006). Manche Autoren weiten den Sammelbegriff „Dioxine“ auf diese dritte
Stoffgruppe aus und verwenden diesen Terminus sowohl für die PCDD und PCDF,
als auch für die coplanaren polychlorierten Biphenyle (dl-PCB) – so u. a. FEIL et al.
2000, FRIES 1995, HUWE 2002, ROEDER et al. 1998, UMLAUF et al. 2005.
Bekanntester Vertreter unter den Dioxinen ist das 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin
(2,3,7,8-TCDD), welches im Jahre 1976 durch einen Chemieunfall im italienischen
Seveso als „Seveso-Gift“ bekannt wurde (IBEN 2002; GOLINSKE 2002). Gute
zwanzig Jahre später, im Jahr 1997, wurde 2,3,7,8-TCDD von der WHO offiziell als
humankanzerogen eingestuft (IBEN 2002, IARC 1997).
2.1.1 Chemischer Aufbau
Polychlorierte Dibenzo-p-dioxine (PCDD) bestehen aus zwei Benzolringen, die durch
zwei Sauerstoffatome miteinander verbunden sind und ein bis acht Chloratome
enthalten können. Je nach Chlorierungsgrad wird eine Unterscheidung in Mono-, Di-,
Tri-, Tetra-, Penta-, Hexa-, Hepta- und Octachlordibenzo-p-dioxine unternommen, die
wiederum jeweils unterschiedlich viele Isomeriemöglichkeiten aufweisen. Den
polychlorierten Dibenzofuranen (PCDF) liegt als Kernstruktur ein Furanring zu
Grunde, an dem die Benzolringe gebunden sind (ABRAHAM 2002). Diese
16

Schrifttum
Benzolringe sind so nur durch ein einzelnes Sauerstoffatom verbunden. Jeder Ring
weist vier verfügbare Chlorbindungsstellen auf (MENOTTA et al. 2010).
Polychlorierte Biphenyle (PCB) setzen sich aus zwei Phenylringen zusammen, die in
Abhängigkeit von ihrem Chlorierungsgrad ein bis zehn Chloratome aufweisen
können (KOSS 1994). Durch unterschiedliche Chlorierungsstufen und Positionen der
Chloratome ergeben sich 209 mögliche verschiedene Einzelverbindungen
(SCHRENK et al. 2010). Im Jahr 1980 wurde von BALLSCHMITER und ZELL eine
systematische Nummerierung der PCB-Einzelverbindungen durch die Ziffern 1 - 209
entsprechend der Substituentenbezifferung vorgeschlagen. Unter diesen 209 PCB-
Kongeneren existieren 12 dioxinähnliche PCB (dioxin like PCB, dl-PCB): 4 davon in
sogenannter non-ortho-Stellung und 8 in mono-ortho-Stellung. Non-orthosubstituierte
Kongenere sind jene, die an den vier Kohlenstoffatomen in ortho-
Stellung (Nr. 2, 2`, 6 und 6`) keine Chloratome enthalten. Sie sind so um die C-C-
Einfachbindung frei drehbar und können eine planare Stellung einnehmen. Auch bei
den Kongeneren in mono-ortho-Stellung ist dies noch möglich. Durch diese den
Dioxinen ähnliche räumliche Anordnung und elektronische Struktur können sie
dioxinähnliche Wirkungen hervorrufen (KÖRNER 2006, UBA 2012).
Abbildung 1: Allgemeine Strukturformel der PCDD, PCDF und PCB (GUDE et al. 2008)
2.1.2 Eigenschaften (physikalisch-chemisch)
PCDD, PCDF und PCB gehören zu einer unter der Abkürzung POP (Persistent
Organic Pollutants) bekannten Gruppe verschiedener persistenter, organischer
Schadstoffe. Diesen POP sind eine Beständigkeit in der Umwelt und eine
Akkumulation über die Lebensmittelkette gemein. Zudem stellen sie ein mögliches
Risiko für die Gesundheit des Menschen und die Umwelt dar (UNEP 2013). Die
Einordnung verschiedener Stoffklassen in die Gruppe der POP erfolgt durch das
17

Schrifttum
Umweltprogramm der Vereinten Nationen (United Nations Environment Programme,
UNEP). Aufgrund ihrer besonderen physikalischen und chemischen Eigenschaften
ergibt sich nach einem Eintrag in die Umwelt folgende Situation: Sie bleiben über
mehrere Jahre intakt, werden großräumig in der gesamten Umwelt verteilt, reichern
sich im Fettgewebe lebender Organismen (u. a. im Menschen) an und erreichen dort
höhere Konzentrationen als in der Lebensmittelkette, die Eintragsquelle für den
Menschen. In fetthaltigen Geweben können zum Teil Konzentrationen dieser POP
gemessen werden, die um ein 70.000faches höher liegen als die
Hintergrundbelastung (ANONYM 2008a). PCDD und PCDF sind in ihren
physikalisch-chemischen Eigenschaften den PCB sehr ähnlich, so dass alle drei
Stoffgruppen aus diesem Grund auch ein ähnliches Umweltverhalten an den Tag
legen. Sie neigen zur Adsorption an Oberflächen wie Staubpartikeln, Pflanzen,
Böden sowie Sedimenten und weisen unter Umweltbedingungen eine hohe Stabilität
auf (KÖRNER 2006). Bei den PCDD und PCDF trifft die schwere Abbaubarkeit in der
Umwelt und die damit einhergehende hohe Persistenz jedoch nur auf solche
Kongenere zu, die in den Positionen 2, 3, 7 und 8 chlorsubstituiert sind. Diesen
Verbindungen wird eine kaum vorhandene Metabolisierung nachgesagt, so dass sie
in der Nahrungskette und im menschlichen Körper akkumulieren. Kongenere, die
keine Chlorsubstitution in den oben genannten Positionen aufweisen, sowie solche
mit weniger als vier Chloratomen werden nicht in nennenswertem Maße angereichert
(FIEDLER 1998).
Die polychlorierten Biphenyle wurden in der Vergangenheit gerade aufgrund ihrer
physikalisch-chemischen Eigenschaften vielfältige verwendet. So machte man sich
zu Nutzen, dass PCB hohe Siedepunkte aufweisen, hoch viskös und thermisch stabil
sind. Zudem erweisen sie sich als resistent gegenüber Säuren und Basen, sind
kaum wasserlöslich und besitzen eine hohe Dielektrizitätskonstante sowie einen
hohen spezifischen Widerstand. Durch diese besonderen Eigenschaften erreichte
man in den unterschiedlichsten technischen Anwendungsbereichen unter anderem
thermische Stabilität, einen niedrigen Entflammbarkeitsgrad, Schutz vor Oxidation
und Beständigkeit gegenüber Chemikalien (MÜLLER und KORTE 1973). Jedoch
sind die physikalisch-chemischen Eigenschaften der einzelnen Kongenere
18

Schrifttum
unterschiedlich: In Abhängigkeit ihrer Chlorierungsstufe nehmen Viskosität und
Dichte mit steigender Chlorsubstitution stark zu, wohingegen die sowieso schon
geringe Löslichkeit in Wasser dabei weiter abnimmt (KLEIN 1991). Durch ihre hohe
Persistenz – d. h. ihre hohe Stabilität in der Umwelt – und ihre physikalischchemischen
Eigenschaften werden PCB weltweit über die Atmosphäre verbreitet und
neigen aufgrund ihrer Lipophilie zur Bioakkumulation (KÖRNER 2006).
2.1.3 Entstehung und Eintrag in die Umwelt
Obwohl Dioxine – abgesehen von der Herstellung zu Forschungs- und
Analytikzwecken – nie absichtlich produziert wurden, kam es zu einer ubiquitären
Verbreitung aufgrund ihrer unerwünschten, z. T. aber unvermeidlichen Freisetzung in
Form von Verunreinigungen. So fallen diese Kontaminanten bei diversen
industriellen und thermischen Prozessen in kleinen Mengen (im Spurenbereich) an
(SCAN 2000, GUDE et al. 2008). Sowohl bei chemischen Prozessen in der
Chlorchemie als auch in allen Verbrennungsprozessen, bei denen Chlor und
organischer Kohlenstoff unter bestimmten Bedingungen (z. B. Temperaturen
zwischen 250 - 800 °C, bestimmte Verweilzeiten) gemeinsam vorkommen, ist mit
Dioxinen als Beiprodukte zu rechnen (BMU 2013). Sie gelangen u. a. bei der
Abfallverbrennung, bei Haus- und Waldbränden sowie durch den Autoverkehr und
die metallverarbeitenden Industrien in die Umwelt (FIEDLER 1998). Da die
Grundvoraussetzungen für eine Dioxinentstehung – Verbrennungsprozesse in
Anwesenheit von Kohlenstoffverbindungen, organischem oder anorganischem Chlor
– auch unter natürlichen Gegebenheiten vorkommen (so z. B. bei Gewitter), kann
davon ausgegangen werden, dass sie schon seit jeher - wenn auch im
Spurenbereich - in der Umwelt vorhanden sind oder vorkommen (FALBE und
REGITZ 1995). Auch WHITE und BIRNBAUM (2009) greifen in ihrer Arbeit auf, dass
Dioxine auch bei natürlichen Prozessen wie Waldbränden und Vulkanausbrüchen
entstehen, betonen aber, dass der Mensch über die letzten beiden Jahrhunderte die
Hauptverantwortung für ihre Entstehung trägt.
Im Gegensatz zu den Dioxinen wurden PCB absichtlich im industriellen Maßstab für
den technischen Gebrauch hergestellt. Bereits 1864 konnten die ersten chlorierten
Biphenyle hergestellt werden, jedoch erkannte man ihr Potenzial der universellen
19

Schrifttum
Anwendbarkeit in technischen Bereichen erst später. Die industrielle Produktion
unterschiedlicher PCB-Gemische (mit Chlorgehalten zwischen 20 - 70 %) begann
1930, nachdem 1929 die ersten industriellen Herstellungsverfahren entwickelt
wurden. Je nach Chlorierungsgrad waren dies Flüssigkeiten mit unterschiedlichen
Viskositäten, Harze oder Pulver. Zum Einsatz kamen PCB-Gemische im technischen
Bereich – in geschlossenen sowie offenen Systemen – in unterschiedlichster
Funktion (nach MÜLLER und KORTE 1973):
Anwendung in geschlossenen Systemen:
• Dielektrikum in Kondensatoren
• Isolier- und Kühlflüssigkeit für Transformatoren
• Hydraulische Flüssigkeiten (in Hubwerkzeugen)
Anwendung in offenen Systemen:
• Schmiermittel (Getriebeöle, Hochdruckpumpenöle, Schraubenfette)
• Weichmacher in Lacken und Harzen (u. a. Öl- und Emulsionsfarben,
Chlorkautschukanstrichfarben)
• Weichmacher in Kunststoffen (beispielsweise PVC, Polystyrol, Kautschuk)
• Beschichtungsmittel für Papier (Kopierpapier, Transparentpapier)
• Klebstoffe
• Imprägnier- und Flammschutzmittel
• Bestandteil in Kitten, Spachtel-, Dichtungs- und Vergussmassen
(Chlorkautschuk, PVC, Polybutylen)
• Zusatz bei Insektiziden zur Verlängerung der Wirkdauer (z. B. bei Lindan)
Die weltweite Produktion technischer PCB-Gemische mit Beginn ihres kommerziellen
Herstellungsbeginns bis zum Verbot ihrer Herstellung, Bearbeitung und Verteilung in
den späten 1980er Jahren in nahezu allen Industriestaaten wird auf mehr als eine
Millionen Tonnen geschätzt (SCAN 2000). Trotz des auch heute noch gültigen
Verbotes kann nicht ausgeschlossen werden, dass diese Substanzen weiterhin einen
Eintrag in die Umwelt erfahren, u. a. durch unzulässige Abfallentsorgung oder durch
Leckagen in Transformatoren und Hydrauliksystemen (BMU 2013, SCAN 2000).
Auch die Verflüchtigung aus kontaminierten Gebäuden aufgrund dortiger
Verunreinigungen (das Gebäude selbst, Geräte, Materialien, Böden und Sedimente)
20

Schrifttum
kann PCB in die Atmosphäre freisetzen (BECKER et al. 2010). Des Weiteren können
sie während Abriss- oder Sanierungsarbeiten an Trafostationen oder
Umspannwerken freiwerden (BMU 2013). Besonders die fachgerechte,
umweltschonende Entsorgung hat sich als ein weltweit großes Problem
herausgestellt (UBA 2012). Allein in Deutschland sollen noch geschätzte 40.000 -
50.000 Tonnen PCB in technischen Bauteilen und Geräten im Umlauf sein (LENK
2007). Das Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit
vermittelt in einer Broschüre (BMU 2013) einen Überblick über die
Haupteintragsquellen von Dioxinen. Ihr Eintrag erfolgt in erster Linie über den
Luftweg. Dabei lassen sich die Eintragsmöglichkeiten auf zwei Gruppen verteilen:
zum einen die der aktuellen Eintragsmöglichkeiten, zum anderen die der
sogenannten Altlasten (Tabelle 1).
Tabelle 1: Eintragsmöglichkeiten (modifiziert nach BMU 2013)
Aktuelle Eintragsmöglichkeiten
Sinteranlagen
Sekundärmetallschmelzen
Thermische Verfahren zur Metallrückgewinnung
Brennschneiden beschichteter Metalle (Schrottplätze)
Luftgetragener Ferntransport
Hausbrand (Heizung)
Offene Feuerstellen
Verbrennen von Kunststoffen und behandeltem Holz
Verkehr
Altlasten
Verbrennungsprozesse in der Industrie
Hausmüll- und Sondermüllverbrennungsanlagen
Heizkraftwerke und Kokereien
Klärschlammverbrennung
Kabelverschwelanlagen
Produktion in der Chlorchemie
21

Schrifttum
Eine Abbildung der Dioxin-Emissionen der letzten Jahre gibt einen Überblick über
ihren Rückgang sowie die unterschiedliche Gewichtung der Eintragsquellen (siehe
Abb. 2, BMU 2013):
Abbildung 2: Dioxin-Emissionen (BMU 2013)
Sowohl für PCDD/F als auch für PCB gilt, dass Unfälle und andere Einzelereignisse
zu großen Einträgen in die Umwelt führen können, wobei die Relevanz im Vergleich
zur diffusen Verteilung der Substanzen schwer einzuschätzen ist (BECKER et al.
2010). Während bei der Luftbelastung bis Mitte der 1990er Jahre ein deutlich
abnehmender Trend zu verzeichnen war, zeigen die Daten im Rahmen von
Luftuntersuchungen seit 1997 nahezu gleich bleibende Werte. Auch die Werte in
untersuchten Proben von Grünkohl und Weidelgras (beide finden als
Indikatorpflanzen für eine PCDD/F-Kontamination Verwendung) zeigten zunächst
stetig abfallende Werte, wohingegen die Messergebnisse seit 1997 bzw. 2000 auf
eine konstante Belastung hinweisen. Untersuchungen von Bodenproben zeigten
bereits seit dem Jahr 1987 nahezu stabile Werte (UBA 2007). Becker et al. (2010)
erwähnen in ihrer Arbeit, dass nicht davon ausgegangen werden kann, dass die
Umweltbelastung durch die PCDD/F und PCB kurzfristig noch deutlich gemindert
werden kann.
22

Schrifttum
2.1.4 Dioxineintrag/Hintergrundbelastung in der Elbtalaue
Für den Dioxineintrag in die Elbe und ihre Überschwemmungsgebiete konnte durch
Ergebnisse einer Cluster-Analyse die Region Bitterfeld als bedeutsame
Eintragsquelle ermittelt werden – hierfür war vorwiegend die Magnesiumproduktion,
und weniger, wie zunächst angenommen, die Organochlorchemie verantwortlich
(GÖTZ et al. 1998, GÖTZ et al. 2007). An diesem Industriestandort kam es
vermutlich zum Eintrag von ungeklärtem Waschwasser aus der Abgaswäsche sowie
anderer Abwässer in das Spittelwasser (LECHNER 2007). Über den kleinen
Flusslauf namens Spittelwasser gelangten die Schadstoffe zunächst in den Fluss
Mulde und schließlich in die Elbe (BRACK et al. 1999). Nach Einmündung der Mulde
in die Elbe zeigt sich ein sprunghafter Anstieg der Dioxingehalte. Flussaufwärts weist
die Elbe dahingegen relativ niedrige Dioxingehalte auf, die einer üblichen
Hintergrundbelastung für eine entsprechend dicht besiedelte, intensiv genutzte
Region entsprechen (HEISE et al. 2005, STACHEL et al. 2011). Die Dioxinemission
aus der Mulde in die Elbe ist dabei vermutlich kein kontinuierliches Geschehen,
sondern erfolgt pulsatil durch jährlich auftretende Hochwasserereignisse, die mit
einer Remobilisierung der (Alt-) Sedimente und daran gebundener Dioxine
einhergehen (STACHEL et al. 2011). Für die Bodenbelastung im Elbdeichvorland gilt
die Elbe als wesentlicher Kontaminationspfad, wohingegen ein Eintrag aus der Luft
anhand der Kongenerenmuster nur als zweitrangig zu bewerten ist (SCHULZ et al.
1993). Dass gerade wiederholte Überschwemmungen von Bedeutung sind, zeigte
sich bei Untersuchungsergebnissen von Ackerböden, die in Bereichen beprobt
wurden, die nur durch das „Jahrhunderthochwasser“ im Jahre 2002 überflutet
wurden: hier wurden deutlich niedrigere PCDD/F-Konzentrationen nachgewiesen als
in Bereichen, die regelmäßig überflutet werden (GUDE et al. 2008, UMLAUF et al.
2005). Das „Bitterfeld-Elbe-Cluster“ ist geprägt von 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD, OCDD,
1,2,3,4,7,8-HxCDF, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF und OCDF, wobei hier die Furane (PCDF)
deutlich dominieren (GÖTZ et al. 2007). Untersuchte Bodenproben aus dem
Elbüberschwemmungsgebiet zeigen ein „elbetypisches“ Profil mit einer klaren
Dominanz der Furane, wobei unter ihnen besonders die höher chlorierten
Verbindungen (bis hin zu OCDF) stark vertreten sind (SCHULZ et al. 1993). Auch die
23

Schrifttum
Untersuchungen von Futtermittel- und Lebensmittelproben aus dem Gebiet der
Elbtalaue der letzten Jahre zeigten die typisch erhöhten Konzentrationen v. a. der
HxCDF, HpCDF und OCDF (BRUNS-WELLER 2013, persönliche Mitteilung).
Während für die Belastung der Elbe mit PCDD/F die Kontaminationsquelle bekannt
ist, konnte die PCB-Eintragsquelle bislang noch nicht ausfindig gemacht werden
(BRACK et al. 2008). Da die höheren dl-PCB-Gehalte in den oberen
Flussabschnitten der Elbe zu beobachten sind, wird ein möglicher Eintrag im
tschechischen Elbabschnitt vermutet. Als mögliche Eintragsquellen könnten z. B.
Altablagerungen industrieller Abfälle, metallurgische Industrien oder Schredder-
Material-Recycling-Anlagen in Betracht kommen (STACHEL et al. 2011). Jedoch
nehmen die dl-PCB in der Elbe im Gegensatz zu den Dioxinen unterhalb des
Eintrages der Bitterfeldregion, d. h. somit auch auf Höhe der Elbtalaue, den deutlich
geringeren Anteil an dem Gesamt-TEQ ein (ca. 10 %), während sie oberstromig des
Dioxineintrages ca. 30 - 40 % des Gesamt-TEQ ausmachen (GÖTZ et al. 1998).
2.1.5 Beispiele akzidenteller Expositionen
Das wohl bekannteste Ereignis stellt der Industrieunfall in Italien nahe Seveso aus
dem Jahr 1976 dar. Hier kam es zu einer unkontrollierten exothermen Reaktion
während der Herstellung der als Herbizid verwendeten 2,4,5-
Trichlorphenoxyessigsäure. Das in diesem Herstellungsprozess produzierte
Pentachlorphenol (PCP) kondensierte zu Dioxinen, welche wiederum durch die
plötzliche Freisetzung einer Wolke chemischer Substanzen in die Umwelt gelangten
(BERTAZZI et al. 1998, GUDE et al. 2008). Der Hauptbestandteil dieser toxischen
Emissionswolke war 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin (2,3,7,8-TCDD; BERTAZZI et
al. 1998, BECKER et al. 2010).
Die erste in der Literatur beschriebene Massenintoxikation, die durch polychlorierte
Biphenyle verursacht wurde, fand 1968 in Japan statt (MATTHEWS und DEDRICK
1984). Hier wurde durch die Aufnahme eines mit PCB kontaminierten Reisöls eine
Krankheit ausgelöst, die „Yusho“ genannt wurde (im Japanischen „Ölkrankheit“). Alle
Untersuchungsergebnisse deuteten darauf hin, dass diese auf den Gebrauch eines
bestimmten Reisöls zurückzuführen war. Es konnte letztlich bewiesen werden, dass
dieses Reisöl Kanechlor 400 enthielt. Dies ist ein Gemisch polychlorierter Biphenyle
24

Schrifttum
mit einem Chlorgehalt von 48 %. Das Kanechlor 400 fand in der Heizungsanlage
dieses Reisölherstellers Verwendung, und es wird angenommen, dass es aufgrund
eines defekten Rohres in der Heizungsanlage zu einer Kontamination des Speiseöls
kam (KURATSUNE et al. 1972). 1979 ereignete sich dann in Taiwan ein ähnlicher
Vorfall, der auch mit einer Kontamination von Reisöl einherging. Auch hier wurde die
durch den Vorfall ausgelöste Erkrankung „Ölkrankheit“, diesmal Chinesisch „Yu-
Cheng“, genannt (HSU et al. 1985, RYAN et al. 1994). Im Jahr 1985 kamen
KASHIMOTO et al. aufgrund der nachgewiesenen hohen PCDF-Gehalte im Blut von
Yu-Cheng-Patienten zu dem Schluss, dass die Furane hauptverantwortlich für beide
Fälle der „Ölkrankheit“ waren.
Dass eine akzidentelle Exposition von Futtermitteln ein mögliches Risiko für den
Menschen darstellen kann, zeigte das Beispiel der Verfütterung von kontaminiertem
Zitrustrester aus Brasilien. Im Rahmen eines Monitoring-Programmes zur PCDD/F-
Kontamination in Lebensmitteln der Chemischen Landesuntersuchungsanstalt
Freiburg zeigten sich ab September 1997 ansteigende Dioxingehalte in den
untersuchten Proben. Nachdem die Eintragsquelle zunächst unbekannt blieb, konnte
im Sommer 1998 die Verwendung von kontaminiertem Kalk als Ursache ausfindig
gemacht werden. Dieser wurde bei der Herstellung des Tresters in Brasilien zur
Neutralisierung nasser Zitronenschalen zugesetzt (MALISCH 2000).
Nur ein knappes Jahr später - im Januar 1999 - kam es zu einem weiteren Ereignis,
das von VAN LAREBEKE et al. (2001) detailliert beschrieben wurde. Hier kam es zu
einer Kontamination von 500 Tonnen Futter durch die Einmischung von etwa 60 -
80 Tonnen Fett. In diesem Fett befand sich Mineralöl – vorwiegend Öl von
ausrangierten Transformatoren eines Müll-Recycling-Centers stammend – das
wiederum mit 40 - 50 kg PCB sowie nahezu einem Gramm Dioxin kontaminiert war.
Das Futter kam vor allem in Belgien in Geflügelfarmen, aber auch in Kaninchen-,
Kälber-, Kuh- und Schweinebetrieben zum Einsatz. Ein kleiner Teil wurde auch in die
Nachbarländer exportiert und in den Niederlanden, Frankreich sowie Deutschland
verfüttert. Unter der Annahme, dass durch diesen Vorfall zwischen 10 - 15 kg PCB
und 200 - 300 mg Dioxin von 10 Millionen Belgiern aufgenommen wurden, belaufen
25

Schrifttum
sich Schätzungen der hierdurch verursachten zusätzlichen Tumorerkrankungen auf
eine Gesamtzahl von 44 bis über 8 000 (VAN LAREBEKE et al. 2001).
Im Juni des gleichen Jahres kam es zu einem weiteren Ereignis: Dioxinkontaminierte
Kaolinit-Tonmaterialien aus einer Tongrube in Rheinlandpfalz gelangten in Tierfutter.
Tone, die als Futtermittelzusatzstoffe gelten, kommen in geringen Anteilen von bis zu
2 % als Bindemittel oder Fließhilfsstoffe in Futtermitteln zum Einsatz oder dienen als
Zusatz zu Mineralfuttermitteln. Während durch den Einsatz im Mineralfutter keine
Dioxingehalterhöhungen in Fleisch- und Milchproben zu verzeichnen waren – Grund
dafür ist, dass Mineralfutter in Großtier-Rationen lediglich zu einem sehr geringen
Prozentsatz (ca. 0,5 - 1) eingemischt wird – hatte die Verwendung dieser
Tonmaterialien als Fließhilfsmittel erhebliche Auswirkungen. So zeigte sich im
Fleisch und in Bruteiern verschiedener Putenherden einer Züchterei erhöhte
Dioxingehalte (CVUA Freiburg 1999, MALISCH 2001). In den Niederlanden fand
Kaolinit-Ton bei der Herstellung von Kartoffelerzeugnissen Verwendung. Die
Kartoffelschalen und nicht für den menschlichen Verzehr geeignete Kartoffeln
wurden in Tierfutter eingemischt. Die Verwendung des kontaminierten Futters führte
in den Milchproben der Tiere zu erhöhten Gehalten an PCDD/F. Es konnte damals
eine 7fache Höchstgehaltüberschreitung beobachtet werden (GUDE et al. 2008,
MALISCH 2001). Die Dioxinbelastungen in der rheinlandpfälzischen Grube stellten
sich als Belastungen geogener Natur heraus; die Dioxine hatten sich während
Ablagerungsprozessen in einzelnen Tonschichten gebildet (SCHWIND und HECHT
2004).
Als dritter Fall im Jahre 1999 erschien im Jahresbericht der CVUA Freiburg auch die
Notiz eines Ereignisses in Brandenburg. In zwei Betrieben wurden bei der Trocknung
von Futtermitteln – unter Verbrennung von Holz – die hierbei entstandenen
Rauchgase direkt über das zu trocknende Material geleitet. Da hier Abfallholz zum
Einsatz kam, welches Dioxine enthielt oder durch den Verbrennungsprozess Dioxine
bildete, kam es zu einer Kontamination der Futtermittel durch die
Schadstoffadsorption.
Nur ein Jahr später, d. h. im Juni 2000, sollte einem weiteren Fall im Bereich der
Futtermittel Bedeutung zukommen. Diesmal handelte es sich um Cholin-Chlorid,
26

Schrifttum
welches im Sinne eines Provitamins als Futtermittelzusatzstoff Anwendung findet
(SCAN 2000). Cholin - besser bekannt als Vitamin B4 - lässt sich kommerziell unter
anderem als Cholin-Chlorid erwerben (LLERENA et al. 2003). Die erhöhten Gehalte
an Dioxinen und Furanen fielen den deutschen Behörden bei Routine-Kontrollen auf.
Als Quelle der Kontamination wurde Cholin-Chlorid ausgemacht. Jedoch war nicht
das Cholin-Chlorid per se für den Dioxineintrag verantwortlich, sondern sein
„Carrier“. Dieser setzte sich aus mehreren Komponenten zusammen: Sägemehl/-
späne, Reis, Außenhaut von Mandeln und Maiskolben. Das Kongenerenmuster in
der untersuchten, kontaminierten Charge zeigte ein für Pentachlorphenol (PCP)
typisches Verteilungsmuster (SCAN 2000). Die hier im „Carrier“ des Cholin-Chlorids
verwendeten Sägespäne/Sägemehle waren mit PCP behandelt worden und führten
somit zu erhöhten Dioxingehalten im Cholin-Chlorid (LLERENA et al. 2003).
2007 gab es einen Fall von belastetem Guarkernmehl aus Indien. Dieses Mehl
enthielt bis zu 80 mg PCP und bis zu 738 pg PCDD/F pro Kilogramm. Vermutlich
wurde es in Indien mit dem in der EU verbotenen PCP behandelt: Nebenprodukte in
der Herstellung des PCP sind Dioxine, so dass sich hierdurch die nachgewiesenen
Dioxingehalte erklären ließen. Guarkernmehl kommt als zugelassener
Lebensmittelzusatzstoff v. a. als Verdickungsmittel zum Einsatz (unter anderem in
Joghurt, Speiseeis, Suppen, Backwaren). Jedoch wird dieses in nur geringen
Mengen (< 2 %) zugesetzt, so dass in diesem Zusammenhang keine Gefährdung
des Verbrauchers bestand (BFR 2007).
Nur ein Jahr später trat ein weiteres Ereignis im Bereich der Futter- und Lebensmittel
auf: Diesmal wurden in Schweinefleisch erhöhte Dioxin- und PCB-Gehalte
festgestellt. Verantwortlich hierfür konnte Tierfutter einer irischen Recycling-Firma
gemacht werden, das aus nicht verwendeten Lebensmitteln hergestellt wurde. Es
wird vermutet, dass hier während des Trocknungsprozesses ein nicht zugelassenes
Öl verwendet wurde, welches eine hohe Belastung mit PCB (und in geringeren
Mengen auch Dioxinen) aufwies (BFR 2008a, GUDE et al. 2008).
Im Jahr 2011 sorgte dann in Deutschland ein „Dioxin-Skandal“ für Aufsehen. Es
begann damit, dass im Dezember 2010 in Schleswig-Holstein durch Eigenkontrollen
der Mischfutterproduktion Partien mit Überschreitungen der Dioxin-Höchstgehalte
27

Schrifttum
auffielen. Es ließ sich ermitteln, dass das Einmischen von Fettsäuren aus dem
technischen Bereich in das bei der Herstellung der Mischfuttermittel zum Einsatz
gekommene Futterfett als Eintragsquelle diente. Diese technischen Fettsäuren
stammten als Nebenprodukt des Raffinationsprozesses von einem deutschen
Biodiesel-Produzenten (CVUA Freiburg 2011). Lieferungen der dioxinbelasteten
Futtermittel gingen vorwiegend innerhalb Deutschlands an diverse Betriebe im
Bereich der Geflügel-, Rinder-, Kaninchen- und Schweinemast, aber auch an
Legehennen- und Milchviehbetriebe. Dieser Fall hatte solche Ausmaße, dass
vorsorglich nahezu 5000 Betriebe – unter der Annahme einer Belieferung mit
potentiell belasteten Futtermitteln – gesperrt wurden. In der Folge zeigten sich bei
Eiern und Eiprodukten sowie in Hühner- und Schweinefleisch Überschreitungen der
zulässigen Höchstgehalte (CVUA Freiburg 2011).
2.2 Toxikologische Bedeutung der PCDD/F und dl-PCB
2.2.1 Toxikokinetik
Die Toxikokinetik der Dioxine und dioxinähnlichen Substanzen ist bei Menschen und
Tieren von drei wesentlichen Eigenschaften abhängig: Die Lipophilie bestimmt die
Absorption und die Verteilung in die Gewebe, der Metabolismus stellt einen wichtigen
Weg der Elimination dar und die Bindung der Dioxine erfolgt über CYP1A2 in der
Leber (VAN LEEUWEN et al. 2000). Die Toxikokinetik von TCDD zeigt deutliche
Unterschiede zwischen verschiedenen Spezies – wahrscheinlich gilt dies auch für die
weniger gut untersuchten Dioxinkongenere. So weist TCDD in Nagetieren eine
Halbwertszeit von Wochen auf, wohingegen diese beim Menschen im Bereich
mehrerer Jahre liegt (NAU 2006). Die Adsorption von 2,3,7,8-TCDD und ähnlicher
Verbindungen im Gastrointestinaltrakt bei Säugern erfolgt in Abhängigkeit von der
Trägersubstanz und ist dabei kongenerenspezifisch. Die Passage durch die
Darmwand wird dabei vorwiegend von den Faktoren Molekülgröße und Fettlöslichkeit
beeinflusst. Je größer dabei die Moleküle, desto geringer werden sie über den Darm
aufgenommen; dies gilt somit besonders für die höher chlorierten (hepta- und
octachlorierten) Kongenere (VAN DEN BERG et al. 1994). Im Blut kommen diese
lipophilen Verbindungen gebunden an Blutlipide bzw. Lipoproteine vor und erreichen
28

Schrifttum
auf diesem Weg das Körperfett, in dem sie angereichert werden (FÜRST et al.
2010).
2.2.1.1 Wirkmechanismus
Dioxine und dioxinähnliche Substanzen binden an den sogenannten
Arylhydrocarbonrezeptor (AhR) und aktivieren diesen. Die Rezeptoraktivierung ist für
die Auslösung biochemischer Effekte in Wirbeltieren verantwortlich (WAHL et al.
2008; WHITE und BIRNBAUM 2009). Den Hinweis auf diesen rezeptorvermittelten
Wirkmechanismus erbrachten Studien, in denen TCDD bei sogenannten AhRdefizienten
Mäusen eingesetzt wurde. Während bei Wildtyp-Mäusen toxische Effekte
zu erzielen waren, blieben die AhR-defizienten Tiere selbst bei einer zehnfach
erhöhten Dosierung relativ unbeeinflusst (FERNANDEZ-SALGUERO et al. 1996).
Bei dem AhR handelt es sich um einen liganden-abhängigen Transkriptionsfaktor,
der in den meisten Organen und Zellen ubiquitär vorkommt – sowohl im
menschlichen Organismus (beispielsweise in Plazenta, Lunge, Leber, Pankreas und
Herz) als auch in verschiedenen anderen Spezies, wie z. B. Nagetieren, Fischen und
Vögeln. Er beeinflusst die Expression zahlreicher Stoffwechselenzyme (GONZALEZ
und FERNANDEZ-SALGUERO 1998, KEMMER 2005, SCHULZ 2005). Studien an
AhR-defizienten Mäusen konnten beispielsweise zeigen, dass dieser Rezeptor
sowohl an Vorgängen im Bereich der Reproduktion als auch während der regulären
Entwicklung der Leber und des Immunsystems beteiligt sein könnte (FÜRST et al.
2010). Bereits POLAND und KNUTSON verwiesen 1982 auf die exzellente
Korrelation zwischen der Potenz einzelner Kongenere bei der Induktion der Aryl-
Hydrocarbon-Hydroxylase-Aktivität und dem Ausmaß ihrer Toxizität. Eine ähnliche
Korrelation zeigte sich in späteren Studien auch für andere Klassen halogenierter
aromatischer Kohlenwasserstoffe. Planare Moleküle mit mindestens drei oder vier
lateral positionierten Halogensubstituenten, wie im Fall des TCDD, weisen die
höchste Rezeptoraffinität und die damit einhergehende höchste Toxizität auf (GUDE
2008). Da TCDD kaum eine Metabolisierung erfährt, kommt es zu einer chronischen
Aktivierung des Rezeptors (WAHL et al. 2008). Der Mechanismus selbst ist
mittlerweile sehr detailliert erforscht: Zunächst bindet ein exogener Ligand (z. B.
TCDD) an den AhR, womit es zu dessen Aktivierung kommt. Der Liganden-
29

Schrifttum
Rezeptorkomplex wandert in den Zellkern und bindet an den ARNT (aryl
hydrocarbon receptor nuclear translocator; nukleärer AhR-Translokator). Dieser
Komplex bindet wiederum an AhR-responsive Elemente (AhRE), welche in den
Promotorbereichen von Zielgenen angesiedelt sind und somit deren Transkription
induzieren (WAHL et al. 2008).
2.2.1.2 Verhalten in Umweltmedien (Luft, Boden, Wasser, Sedimente):
Metabolismus, Halbwertszeit, Elimination
Dioxine, Furane und PCB sind organische Verbindungen, die lipophil, halbflüchtig
und abbauresistent sind. Ferner sind sie allesamt prädisponiert, in der Umwelt lange
zu persistieren sowie über weite Entfernungen verbreitet zu werden (ANONYM
2001). Da die meisten von ihnen mittel- oder schwerflüchtige Verbindungen sind,
kommen sie in der Luft kaum im gasförmigen Zustand vor, sondern sind
hauptsächlich an Staubpartikel gebunden (SCHMID et al. 2010). Den an Partikel
gebundenen Dioxinen und Furanen ist es aufgrund ihrer Lebensdauer von 10 Tagen
oder mehr möglich, über mehrere tausend Kilometer verteilt zu werden (BRÖKER et
al. 1998).
Der direkte photolytische Abbau zeigt für die Dioxine und Furane tages- und
jahreszeitliche Schwankungen: So ist dieser beispielsweise in Mitteleuropa während
der Wintermonate reduziert, da die kurzwelligen Sonnenstrahlen nur in geringen
Mengen vorhanden sind. Der Abbau von tetra- und pentachlorierten Kongeneren
über Hydroxylradikale führt so in den Sommermonaten zu Verweildauern von
mehreren Tagen bis zu einigen Wochen in der Luft, wohingegen diese in den
Wintermonaten erheblich länger sind. Gleiches soll sich auch für die Berechnung der
Überlebenszeiten polychlorierter Biphenyle ergeben (BRÖKER et al. 1998). Dass die
Dioxinkonzentrationen in der Luft jahreszeitliche Schwankungen aufweisen,
bestätigte sich auch in Konzentrationsmessungen, die über ein Jahr an
verschiedenen Standorten in Niedersachsen zwischen Dezember 2008 und
November 2009 durchgeführt wurden: Es zeigten sich während der Sommermonate
bei den PCDD/F geringere Werte als in den Wintermonaten. Im Fall der dl-PCB
wurde bei den Ergebnissen der Konzentrationsmessungen der genau umgekehrte
Trend beobachtet (RIBBECK et al. 2012). Auch bei anderen Luftmessungen
30

Schrifttum
(KÖRNER et al. 2006) wurde diese gegenläufige jahreszeitliche Schwankung der
PCDD/F (Konzentrationen im Winter > Sommer) und PCB (Konzentrationen im
Sommer > Winter) beobachtet.
Im Boden finden sich Dioxine und dl-PCB vorwiegend in den oberen, humushaltigen
Schichten. Sie liegen im Boden gebunden an die organische Substanz oder an
Tonminerale vor (RIBBECK et al. 2012). Ein gewisser Abbau der Dioxine kann an
der Oberfläche durch Sonnenlicht erfolgen. Aufgrund der geringen Wirkungstiefe sind
diese Photoabbauprozesse jedoch für die Dioxingehalte in den Böden ohne
Bedeutung (KLEINHENZ 2009). Untersuchungen von Bodenproben zeigten, dass
PCDD/F und PCB in hoch kontaminierten Böden nahezu keine vertikale Migration
erfahren und dass Jahre nach Einstellen des Emissionseintrages noch mehr als
90 % der Substanzen in den obersten 10 cm Boden nachzuweisen sind
(HAGENMAIER et al. 1992). Auch BUSSIAN et al. (2011) betonen, dass aufgrund
der Wasserunlöslichkeit und der hohen Bindungsaffinität an organische Stoffe (z. B.
Humus) sowohl die Verlagerung in tiefere Bodenschichten als auch die
Auswaschung in das Grundwasser für Dioxine und PCB zu vernachlässigen sind und
somit in der Schicht der oberen 15 - 20 cm des Bodens die höchsten Gehalte
auftreten. Ein geringer vertikaler Transport im Boden scheint über den Transport mit
gelöstem organischen Kohlenstoff, über Bodenpartikel oder durch Bodenorganismen
(z. B. Regenwürmer) denkbar zu sein (BECKER et al. 2010). Eine Abnahme der
PCDD/F-Gehalte im Boden mittels Diffusion in der Gasphase durch das
Porensystem ist aufgrund des niedrigen Dampfdruckes dieser Verbindungen gering
und nimmt mit zunehmendem Chlorierungsgrad weiter ab (BRÖKER et al. 1998). Für
Böden sind Halbwertszeiten für Dioxine und PCB mit mehreren Monaten bis
mehreren Jahren beschrieben (BECKER et al. 2010, RYCHEN et al. 2008). Der
Boden gilt als eine natürliche Senke solcher persistenter und lipophiler Substanzen
und stellt eine typische akkumulierende Matrix dar, welche die Hintergrundbelastung
einer Region darzustellen vermag (SCAN 2000).
In Gewässern finden sich die PCDD/F und PCB in der Regel in einer an
Schwebstoff- oder Sedimentpartikeln gebundenen Form (BECKER et al. 2010,
RIBBECK et al. 2012, SCHMID et al. 2010). Die Halbwertszeit (HWZ) im Wasser wird
31

Schrifttum
auf das 10fache der HWZ in der Luft geschätzt (SINKKONEN und PAASIVIRTA
2000). Die HWZ von 2,3,7,8-TCDD wird von WARD und MATSUMARA (1978) in
einer Größenordnung von ungefähr 600 Tagen angegeben, wobei die Autoren
betonen, dass die Versuche unter Laborbedingungen stattfanden. Ein Abbau dieser
Verbindungen kann in aquatischen Medien mittels photolytischer Prozesse
stattfinden (ATKINSON 1991, GUDE et al. 2008). Ferner wird auch ein
mikrobiologischer Abbau beschrieben (MATSUMURA und BENEZET 1973, GUDE et
al. 2008), wobei diesem eine vermutlich deutlich geringere Bedeutung zukommt
(WARD und MATSUMURA 1978).
Die drei Umweltmedien Luft, Boden und Wasser stehen über Niederschläge,
Verdampfung, Adsorption und Desorption miteinander in Verbindung. Als ihre
wichtigsten Transportmechanismen werden vorwiegend die Konvektionen in der
Atmosphäre und die Wasserströmungen gesehen (MÜLLER und KORTE 1973).
Bereits im Jahre 1973 kamen MÜLLER und KORTE aufgrund der hohen Persistenz
polychlorierter Biphenyle zu dem Schluss, dass selbst nach dem Einstellen der
gesamten Produktion noch jahrelang mit ihrer Anwesenheit in der Umwelt zu
rechnen sein wird.
2.2.1.3 Verhalten im Tier/Menschen: Metabolismus, Halbwertszeit, Elimination
Die toxischen Dioxin-Kongenere verhalten sich – insbesondere im Körper des
Menschen – sehr resistent und werden kaum metabolisch abgebaut. Dies trifft am
stärksten für die höher chlorierten Kongenere zu (FÜRST et al. 2010). Bevor eine
Elimination der Dioxine und Furane möglich ist, müssen diese zu polaren Derivaten
metabolisiert werden. Dies erfolgt jedoch bei den 2,3,7,8-substituierten Kongeneren
kaum, da hier keine – für eine Hydroxy-Derivat-Bildung nötige – freien, benachbarten
Kohlenstoffatome vorliegen (SAGUNSKI und PERGER 1994). Werden die PCDD/F
nicht durch Dehalogenierung oder aromatische Hydroxylierung und anschließender
Konjugation verstoffwechselt, besteht kaum ein Weg zur Elimination, und so
verbleiben sie aufgrund ihrer langen Halbwertszeiten zum Teil sehr lange im
Organismus (FÜRST et al. 2010).
32

Schrifttum
Die Pharmakokinetik dieser Substanzen – u. a. die Elimination, Halbwertszeit und die
Ausscheidung – wird dabei von einer Reihe Faktoren beeinflusst (Auszüge aus
Geyer et al. 2002):
a) Biotische Faktoren
• u. a. Spezies, Stamm, genetischer Hintergrund, Geschlecht,
Körpergewicht, Alter und Gesundheitsstatus
b) Abiotische Faktoren
• u. a. Diät, Jahreszeit, Umweltfaktoren, Stress und
Haltungsbedingungen sowie die eventuelle Verabreichung
chemischer Substanzen (u. a. Dauer, Applikationsweg und
Trägerstoff).
Von den aufgenommenen Kongeneren wird der Großteil über den Kot eliminiert und
circa ein Drittel der tetra- und heptachlorierten PCDD wird über die Milch
ausgeschieden (FRIES 1995). Kongenere, die im Körper verbleiben, werden bei den
meisten Säugerspezies hauptsächlich in der Leber und im Fettgewebe gespeichert
(VAN DEN BERG et al. 1994).
GEYER et al. haben im Jahr 2002 Literatur zusammengefasst, die sich mit der
Eliminations-Halbwertszeit von 2,3,7,8-chlorierten PCDD in Ratten und Menschen
beschäftigte. In dieser Arbeit findet man eine Übersichtstabelle über die in der
Literatur beschriebenen unterschiedlichen Halbwertszeiten von 2,3,7,8-TCDD,
1,2,3,7,8-PeCDD, 1,2,3,4,7,8-HxCDD, 1,2,3,4,7,8-HpCDD und 1,2,3,4,6,7,8,9-OCDD
in Ratten und Menschen. Während die hier aufgeführten HWZ bei Ratten im Mittel
zwischen 18,7-322 Tagen liegen, sind die für den Menschen genannten HWZ
deutlich höher: Für 2,3,7,8-TCDD im Mittel knapp 8 Jahre. Das Umweltbundesamt
(UBA 2012) gibt eine Halbwertszeit für 2,3,7,8-TCDD im Menschen von circa 7
Jahren an. Für andere Verbindungen sind die HWZ noch länger – beispielsweise für
2,3,4,7,8-PeCDF fast 20 Jahre.
2.2.2 Toxizität
Die durch Dioxine hervorgerufenen toxischen Wirkungen sind recht vielfältig und
unterliegen unter anderem Spezies-, Geschlechts- und Alterseinflüssen (FÜRST et
33

Schrifttum
al. 2010). Die dioxinähnlichen PCB sind aufgrund ihrer koplanaren Struktur befähigt,
PCDD/F-ähnliche Wirkungen hervorzurufen.
2.2.2.1 Akute Toxizität
In Tierversuchen wurde nach Applikation hoher Dosen 2,3,7,8-TCDD das
sogenannte „Wasting-Syndrom“ hervorgerufen. Es handelt sich hierbei um eine
stetige Reduktion der Körpermasse mit letalem Ausgang, bei der die Tiere eine
reduzierte Futteraufnahme und einen Fettgewebsverlust zeigen (FÜRST et al. 2010).
Bis es nach einer wochenlangen Latenzzeit schließlich zum Tod der Tiere führt –
selbst eine parenterale Ernährung kann die Tiere nicht am Leben erhalten – kann
zwischenzeitlich eine Entgleisung des Stoffwechsels mit Hypoinsulinämie,
Hypoglykämie und Hypothyreose beobachtet werden (SAGUNSKI und PERGER
1994). Der Wirkmechanismus ist bislang noch nicht genau bekannt. Eine
Verabreichung niedriger TCDD-Dosierungen ruft bei den meisten
Versuchstierspezies eine akute Leberschädigung hervor. Sie äußert sich durch
Hepatomegalie, forcierte Leberzellteilung und Lipideinlagerung, zudem kommt es zu
einer Vitamin A-Entleerung aus den hepatischen Speichern. Des Weiteren wird unter
Anwendung von 2,3,7,8-TCDD bei allen Säugerspezies eine Atrophie lymphatischer
Organe (Thymus, Milz, Lymphknoten) beobachtet (FÜRST et al. 2010).
2.2.2.2 Chronische Toxizität
FÜRST et al. (2010) geben einen Überblick über die im Tierversuch beobachteten
subchronischen und chronischen Effekte. So können in Abhängigkeit von der
Dosierung Körpermassenverluste, Lebervergrößerungen, Störungen des
Immunsystems und Änderungen des Hormonhaushaltes beobachtet werden.
Folgende Effekte konnten bei Tierversuchen verzeichnet werden:
• Hepatische Porphyrie
• Leberwerterhöhung im Serum
• Histopathologische Veränderungen der Leber (multiple, degenerative,
inflammatorische und nekrotische Veränderungen)
• Hyperplasie des Leberparenchyms und der Gallenkanälchen
34

Schrifttum
• Toxische Wirkungen auf das Reproduktionssystem und hormonbildende
Organe (Hoden, Prostata, Uterus, Schilddrüse)
• Verminderung der Reproduktionsfähigkeit (Veränderung des
Steroidhormonhaushaltes z. B. durch die Bindung des aktivierten AhR an
Steroidrezeptoren; Beeinträchtigung der Ovarialfunktion; vermehrter Abbau
von Steroiden, z. B. Estradiol)
• Entwicklungstoxische Wirkungen: Eine Exposition der Muttertiere vermindert
die Anzahl überlebender Nachkommen und beeinträchtigt deren
Reproduktionsfähigkeit (z. B. Störung der Spermatogenese; strukturelle
Störungen der Fortpflanzungsorgane)
• Bei Mäusen vermehrte Missbildungen (Kiefer-Gaumen-Spalten,
Nierenmissbildungen)
• Unterentwickelter, funktionsgestörter Thymus
Durch Studien an Lebern weiblicher Ratten konnte gezeigt werden, dass TCDD zwar
nicht zu einer Tumorinitiation befähigt ist, aber eine stark tumorpromovierende
Wirkung induziert, wenn vorher eine Initiation mittels genotoxischer Substanzen
hervorgerufen wurde. Weitere Studien konnten diese Fähigkeit auch für andere
PCDD/F-Kongenere feststellen und zeigten, dass die tumorpromovierende Potenz
dabei mit ihrer Rezeptoraffinität korreliert (FÜRST et al. 2010).
2.2.2.3 Beschriebene Effekte bei Menschen
Nach FÜRST et al. (2010) kann eine Exposition folgende Veränderungen im
Menschen hervorrufen:
- Chlorakne = schwer heilende, lang anhaltende Form der Akne, v. a. im
Gesicht, am Kopf und am Rumpf sowie andere Hautveränderungen
(Verdickungen, entzündliche Schwellungen der Hautanhangsdrüsen)
- Veränderungen immunologischer Parameter
- Induktion hepatischer Enzyme des Fremdstoffmetabolismus
- möglicherweise hepatotoxische Effekte
In der Diskussion sind zudem reproduktionstoxische, immunotoxische und
kanzerogene Effekte, da diese in Tierversuchen bereits beobachtet wurden. Nach
35

Schrifttum
WHITE und BIRNBAUM (2009) wären beim Menschen nach einer Dioxinexposition
folgende Nebenwirkungen denkbar: Herz-Kreislauf-Erkrankungen, Diabetes,
Porphyrie, früheres Eintreten der Wechseljahre, Abfall der Testosteron- und
Schilddrüsenhormonwerte, veränderte Immunantwort, Veränderungen der Haut,
Zähne und Nägel, Veränderungen der Wachstumshormon-Signalübertragung und
des Stoffwechsels.
Für detailliertere Informationen zur Toxizität der Dioxine und dioxinähnlichen PCB sei
hier auf entsprechende Fachliteratur verwiesen.
2.3 Rechtsgrundlagen
Die wichtigsten Rechtsgrundlagen, die zum Zeitpunkt des Verfassens dieser Arbeit
im Bereich der Lebens- und/oder Futtermittel (Dioxine und dl-PCB betreffend) galten,
sind folgende:
• Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 der Kommission vom 19. Dezember 2006 zur
Festsetzung der Höchstgehalte für bestimmte Kontaminanten in Lebensmitteln
(ANONYM 2006)
• Empfehlung 2011/516/EU der Kommission vom 23. August 2011 zur
Reduzierung des Anteils von Dioxinen, Furanen und PCB in Futtermitteln und
Lebensmitteln (ANONYM 2011a)
• Verordnung (EU) Nr. 1259/2011 zur Änderung der Verordnung (EG) Nr.
1881/2006 hinsichtlich der Höchstgehalte für Dioxine, dioxinähnliche PCB und
nicht dioxinähnliche PCB in Lebensmitteln vom 2. Dezember 2011 (ANONYM
2011b)
• Richtlinie 2002/32/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 7.
Mai 2002 über unerwünschte Stoffe in der Tierernährung (ANONYM 2002)
• Verordnung (EU) Nr. 277/2012 der Kommission vom 28. März 2012 zur
Änderung der Anhänge I und II der Richtlinie 2002/32/EG des Europäischen
Parlaments und Rates hinsichtlich der Höchstgehalte und Aktionsgrenzwerte
für Dioxine und polychlorierte Biphenyle (ANONYM 2012a)
• Verordnung (EU) Nr. 252/2012 der Kommission vom 21. März 2012 zur
Festlegung der Probenahmeverfahren und Analysemethoden für die amtliche
36

Schrifttum
Kontrolle der Gehalte an Dioxinen, dioxinähnlichen PCB und nicht
dioxinähnlichen PCB in bestimmten Lebensmitteln sowie zur Aufhebung der
Verordnung (EG) Nr. 1883/2006 (ANONYM 2012)
• Verordnung zu Mitteilungs- und Übermittlungspflichten zu gesundheitlich nicht
erwünschten Stoffen (Mitteilungs- und Übermittlungsverordnung –
MitÜbermitV) vom 28. Dezember 2011 (ANONYM 2011c)
• Verordnung (EG) Nr. 565/2008 zur Änderung der Verordnung (EG) Nr.
1881/2006 zur Festsetzung der Höchstgehalte für bestimmte Kontaminanten
in Lebensmitteln hinsichtlich der Festsetzung eines Höchstgehaltes für
Dioxine und PCB in Fischleber vom 18. Juni 2008 (ANONYM 2008)
2.3.1 Auslösewerte, Aktionsgrenzwerte, Höchstgehalte
In allen Mitgliedstaaten der EU gelten für Dioxine bzw. dioxinähnliche PCB
verbindliche Auslöse- bzw. Aktionsgrenzwerte und Höchstgehalte im Bereich der
Futter- und Lebensmittel, deren Überschreitungen mit unterschiedlichen
Konsequenzen einhergehen.
Bei einer Überschreitung der Auslösewerte in Lebensmittelproben müssen
Untersuchungen eingeleitet werden, die der Ermittlung von Kontaminationsquellen
dienen; dann sollen Maßnahmen getroffen werden, die zu einer Beschränkung oder
Beseitigung einer solchen Quelle führen (ANONYM 2011a). Die im
Lebensmittelbereich geltenden Auslösewerte entsprechen im Bereich der Futtermittel
den entsprechend gültigen Aktionsgrenzwerten: Bei Überschreitung der
Aktionsgrenzwerte für unerwünschte Stoffe in Futtermitteln ist vorgeschrieben, dass
Untersuchungen einzuleiten sind, um die Eintragsquellen zu ermitteln und
Maßnahmen zu ergreifen sind, die zu einer Verringerung oder Beseitigung führen
(ANONYM 2002). Bei Überschreitungen der Höchstgehalte im Bereich der
Futtermittel werden die Verwendung sowie das Inverkehrbringen des kontaminierten
Futtermittels untersagt. Auch gilt ein Verschneidungsverbot: Ein Vermischen mit
gleichen oder anderen Futtermitteln ist verboten (ANONYM 2002). Eine
Höchstgehaltüberschreitung im Bereich der Lebensmittel führt dazu, dass dieses
Produkt nicht in den Verkehr gebracht werden darf. Auch ein Vermischen mit
anderen Lebensmitteln oder das Inverkehrbringen als Lebensmittelzutat ist untersagt
37

Schrifttum
(ANONYM 2006). In den nachfolgenden Tabellen findet sich eine Auswahl derzeit
geltender Auslösewerte und Höchstgehalte für Dioxine bzw. dl-PCB im Bereich der
Lebensmittel (Tabelle 2) bzw. entsprechende Aktionsgrenzwerte und Höchstgehalte
ausgewählter Futtermittel (Tabelle 3):
Tabelle 2: Auslösewerte und Höchstgehalte von Dioxinen und dl-PCB für ausgewählte Lebensmittel
(modifiziert nach BMU 2013)
Lebensmittel
EU-Auslösewerte 1)
EU-Höchstgehalte 2)
pg WHO-TEQ/g Fett 3) pg WHO-TEQ/g Fett 3)
Dioxine dl-PCB Dioxine
Geflügel
Dioxine + dl-
PCB
Fleisch und Fleischerzeugnisse 1,25 0,75 1,75 3,00
Öle und Fette - - 1,75 3,00
Hühnereier und Eiprodukte 1,75 1,75 2,50 5,00
Rind und Schaf
Fleisch und Fleischerzeugnisse 1,75 1,75 2,50 4,00
Öle und Fette - - 2,50 4,00
Milch und Milcherzeugnisse
einschließlich Butterfett
1,75 2,00 2,50 5,50
Schwein
Fleisch und Fleischerzeugnisse 0,75 0,50 1,00 1,25
Öle und Fette - - 1,00 1,25
Tierische Produkte
Leber und ihre
Verarbeitungserzeugnisse von
Geflügel, Rindern, Schafen und
- - 4,50 10,0
Schweinen
Gemischtes tierisches Fett 1,00 0,75 1,50 2,50
Maßeinheit: 1 pg (Pikogramm) = 0,000 000 000 001 Gramm
1) Empfehlung der Europäischen Kommission vom 23. August 2011 zur Reduzierung des Anteils von Dioxinen,
Furanen und PCB in Futtermitteln und in Lebensmitteln (ANONYM 2011a)
2) Verordnung (EU) Nr. 1259/2011 der Kommission vom 2. Dezember 2011 zur Änderung der Verordnung (EG)
(EG) Nr. 1881/2006 hinsichtlich der Höchstgehalte für Dioxine, dioxinähnliche PCB und nicht dioxinähnliche PCB
in Lebensmitteln (ANONYM 2011b)
3)
„Die Höchstgehalte in Fett gelten nicht für Lebensmittel, die weniger als 2 % Fett enthalten. Für Lebensmittel,
die weniger als 2 % Fett enthalten, gilt der Höchstgehalt bezogen auf das gesamte Erzeugnis, der dem auf das
gesamte Erzeugnis bezogenen Höchstgehalt eines Lebensmittels mit 2 % Fett entspricht, der auf Grundlage von
dessen Fettgehalt bestimmt wurde, wobei die Umrechnung nach folgender Formel erfolgt: Höchstgehalt,
ausgedrückt bezogen auf das gesamte Erzeugnis, für Lebensmittel, die weniger als 2 % Fett enthalten =
Höchstgehalt, ausgedrückt bezogen auf den Fettanteil, für das betreffende Lebensmittel x 0,02“ (ANONYM
2011b).
38

Schrifttum
Tabelle 3: Aktionsgrenzwerte und Höchstgehalte von Dioxinen und dl-PCB für ausgewählte Futtermittel
(anlehnend an die Tabelle ausgewählter Lebensmittel, modifiziert nach BMU 2013)
Futtermittel
Aktionsgrenzwerte 1)
Höchstgehalte 1)
ng/kg FM 2) ng/kg FM 2)
Dioxine dl-PCB Dioxine
Futtermittelausgangserzeugnisse
pflanzlichen Ursprungs
(ausgenommen Pflanzenöle und
ihre Erzeugnisse)
Futtermittelausgangserzeugnisse tierischen Ursprungs
Tierisches Fett einschließlich
Milchfett und Eifett
Sonstige Erzeugnisse von
Landtieren einschließlich Milch
und Milcherzeugnisse sowie Eier
und Eierzeugnisse
Dioxine + dl-
PCB
0,50 0,35 0,75 1,25
0,75 0,75 1,50 2,00
0,50 0,35 0,75 1,25
Mischfuttermittel, ausgenommen: 0,50 0,75 1,50
Futtermittel für Heimtiere und
Fische
1,25 2,50 1,75 5,50
Mischfuttermittel für Pelztiere - - - -
Maßeinheit: 1 ng (Nanogramm) = 0,000 000 001 Gramm
1)
Verordnung (EU) Nr. 277/2012 der Kommission vom 28. März 2012 zur Änderung der Anhänge I und II der
Richtlinie 2002/32/EG des Europäischen Parlaments und des Rates hinsichtlich der Höchstgehalte und
Aktionsgrenzwerte für Dioxine und polychlorierte Biphenyle (ANONYM 2012a)
2) bezogen auf ein Futtermittel mit einem Feuchtigkeitsgehalt von 12 %
2.3.2 TEF/TEQ-Risikobewertungssystem
PCDD, PCDF und PCB existieren in der Umwelt und in biologischen Proben als
komplexes Gemisch verschiedener Kongenere (VAN DEN BERG et al. 1998, WHO
2000), was folglich die Risikoeinschätzung für Menschen und die Tierwelt erschwert.
Vor diesem Hintergrund wurde das Konzept der Toxizitätsfaktoren (TEF) entwickelt
und eingeführt. Dadurch werden die Risikobewertung und eine regulatorische
Kontrolle einer Belastung mit diesen Gemischen vereinfacht (ANONYM 2006, VAN
DEN BERG et al. 1998). Um den Vergleich von Daten zu erleichtern, werden die
analytisch bestimmten Ergebnisse aller toxikologisch relevanten Kongenere in ein
zusammengefasstes Ergebnis umgewandelt und als Toxizitätsäquivalent (TEQ)
ausgedrückt. Dies basiert auf der Annahme, dass alle Kongenere ähnliche qualitative
Effekte über die Bindung an den gleichen „Dioxinrezeptor“ aufweisen, nur eben mit
unterschiedlicher Intensität, da die Affinität verschiedener Kongenere zum AhR
unterschiedlich ausgeprägt ist (SCAN 2000). Ergebnisse verschiedener Studien
39

Schrifttum
zeigten, dass eine hervorragende Korrelation bei verschiedenen halogenierten
aromatischen Verbindungen zwischen der Struktur-Bindung und der biochemischen
und toxischen Aktivität besteht. Diese Beobachtung bildete die Grundlage der
Entwicklung dieser verschiedenen TEF für die individuellen Verbindungen
(SAFE 1990). So ist es möglich, das toxische Potential einer untersuchten Probe mit
nur einem einzigen Zahlenwert anzugeben (SCHWIND und HECHT 2004). Unter
Berücksichtigung der unterschiedlichen TEF und den jeweils unterschiedlichen
Einzelkonzentrationen nehmen die Verbindungen unterschiedliche Anteile an dem
Wert des jeweiligen Gesamt-TEQ ein (BMU 2011). Die Gesamtkonzentration einer
Probe berechnet sich wie folgt: Zunächst werden die einzelnen Kongenerengehalte
mit ihrem jeweiligen TEF multipliziert. Durch die Addition dieser gewichteten
Einzelgehalte erhält man dann die Gesamtkonzentration der Toxizitätsäquivalente,
die bezogen auf ihre Wirkung der Konzentration von reinem 2,3,7,8-TCDD entspricht
(BFR 2012b). Bei der Untersuchung der Proben auf ihren Gehalt an Dioxinen und dl-
PCB erhält man verschiedene TEQ (BFR 2012b):
• „WHO-PCDD/F-TEQ“ = Summe der Toxizitätsäquivalente der in der Probe
enthaltenen, toxikologisch bedeutsamen 17 Dioxinen und Furanen
• „WHO-PCB-TEQ“ = Summe der Toxizitätsäquivalente der 12 (mit TEF-Werten
zugeordneten) dl-PCB
• „WHO-PCDD/F-PCB-TEQ“ = „WHO-PCDD/F-TEQ“ + „WHO-PCB-TEQ“
= Gesamt-Dioxinäquivalent
Die den einzelnen Verbindungen zugeordneten relativen Toxizitäten werden in das
Verhältnis zu 2,3,7,8-TCDD gestellt. Ermittelt werden die TEF-Werte mittels in vivo
und in vitro Studien (VAN DEN BERG et al. 1998, WHO 2000); es bedarf dabei einer
regelmäßigen Aktualisierung dieser Werte unter Berücksichtigung neuer
Erkenntnisse. So wurden beispielsweise die von der WHO im Jahr 1998 in einer
Liste zusammengestellten Toxizitätsäquivalenzfaktoren im Jahr 2005 überprüft und
in diesem Rahmen neue Werte vorgeschlagen. Seit dem 1. Januar 2012 neu
geltenden Höchstgehalte für Dioxine und dioxinähnliche PCB in Lebensmitteln
beziehen sich nun auf die Toxizitätsäquivalenzfaktoren aus dem Jahr 2005 (BMU
2011). Die folgende Tabelle zeigt die Toxizitätsäquivalenzfaktoren für die einzelnen
40

Schrifttum
PCDD-, PCDF- und dl-PCB Kongenere: Zum einen die von der WHO im Jahre 1998
erstellten TEF sowie – diesen gegenübergestellt – die angepassten, aktuell gültigen
Werte aus dem Jahr 2005.
Tabelle 4: Toxizitätsäquivalenzfaktoren für PCDD/F und dl-PCB (WHO 2012)
Kongener WHO-TEF 1998 WHO-TEF 2005
PCDD
2,3,7,8-TCDD 1 1
1,2,3,7,8-PeCDD 1 1
1,2,3,4,7,8-HxCDD 0,1 0,1
1,2,3,6,7,8-HxCDD 0,1 0,1
1,2,3,7,8,9-HxCDD 0,1 0,1
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0,01 0,01
1,2,3,4,6,7,8,9-OCDD 0,0001 0,0003
PCDF
2,3,7,8-TCDF 0,1 0,1
1,2,3,7,8-PeCDF 0,05 0,03
2,3,4,7,8-PeCDF 0,5 0,3
1,2,3,4,7,8-HxCDF 0,1 0,1
1,2,3,6,7,8-HxCDF 0,1 0,1
2,3,4,6,7,8-HxCDF 0,1 0,1
1,2,3,7,8,9-HxCDF 0,1 0,1
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0,01 0,01
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 0,01 0,01
1,2,3,4,6,7,8,9-OCDF 0,0001 0,0003
Non-ortho PCB
PCB # 77 0,0001 0,0001
PCB # 81 0,0001 0,0003
PCB # 126 0,1 0,1
PCB # 169 0,01 0,03
Mono-ortho PCB
PCB # 105 0,0001 0,00003
PCB # 114 0,0005 0,00003
PCB # 118 0,0001 0,00003
PCB # 123 0,0001 0,00003
PCB # 156 0,0005 0,00003
PCB # 157 0,0005 0,00003
PCB # 167 0,00001 0,00003
PCB # 189 0,0001 0,00003
2.4 PCDD/F- und dl-PCB-Belastung
Obwohl Dioxine und PCB zahlreichen regulatorischen Maßnahmen unterliegen, kann
es heute nach wie vor noch zu Kontaminationen von Lebens- und Futtermitteln
kommen (BECKER et al. 2010). Auch TAUBE und KAMPHUES (2009) weisen
darauf hin, dass kurz- und mittelfristig keine Möglichkeit besteht, Dioxine und
dioxinähnliche PCB aus der Nahrungskette zu entfernen. Für die Dioxinlast der Tiere
41

Schrifttum
ist vorwiegend die Fütterung verantwortlich. Daher wird den Futtermitteln – sowie in
manchen Fällen auch dem Boden – als mögliche Eintragsquellen besondere
Aufmerksamkeit geschenkt (SCAN 2000). Die Exposition über kontaminierte
Sedimente und Böden gilt als ein wichtiger Eintragsweg, über den Dioxine in die
Nahrungskette eingebracht werden (VAN DEN BERG et al. 1994).
2.4.1 Futtermittel
Da Dioxine von außen auf bzw. in das Futter eingetragen werden, handelt es sich bei
einer Dioxinbelastung der Futtermittel um eine klassische Kontamination
(KAMPHUES und SCHULZ 2006, SCHULZ 2004/2005a). Diese kann auf zweierlei
Weise geschehen: Entweder sind hierfür akzidentelle Ereignisse verantwortlich, bei
denen die Eintragspfade zunächst einmal ausfindig gemacht werden müssen, oder
aber die Kontamination findet in bekannterweise dioxinexponierten Gebieten statt,
deren Böden zum Teil erhebliche Belastungen aufweisen und noch jahrzehntelang
als mögliche Eintragsquelle dienen können (KAMPHUES und SCHULZ 2006).
CHOBTANG et al. 2011 messen dem Boden – neben der akzidentellen
Verunreinigungen von Futtermitteln mit kontaminierten Rohstoffen – bei dem Eintrag
von Dioxinen und dl-PCB eine große Bedeutung bei.
Im Rahmen einer Dioxin-Kontamination kommt dem Verschmutzungsgrad der
Futtermittel eine große Bedeutung zu. In welchem Ausmaß Futterpflanzen
verunreinigt sind, hängt dabei von verschiedenen Einflüssen ab
(ELSÄSSER et al. 2007):
• Wetterlage bzw. Feuchtigkeitsgehalt des Bodens
→ Feuchte Witterung Verschmutzungsgrad ↑
(Vermutung: mechanische Belastbarkeit der Grasnarbe ist geringer,
beispielsweise gegenüber Viehtritt)
• Viehbesatzdichte
→ Hohe Tierzahl Trittbelastung der Weidefläche ↑
Verschmutzungsanteil ↑
• Ernteverfahren
→ Abnehmende Schnitthöhe Schmutzanteil ↑
42

Schrifttum
→ Heu < Silage: Trocknungsprozess Bodenanteil ↓
• Tierart
→ Bewegungsaktivität ↑ mechanische Belastung der Grasnarbe ↑
Schmutzanteil ↑
→ Schafhaltung > Rinderhaltung
• Beschaffenheit der Weidefläche
→ Wuchsleistung, Bodenbedeckung, Narbendichte
→ Dichte Grasnarbe Verschmutzungsanteil ↓
Die von ELSÄSSER et al. (2007) genannten Einflüsse auf den Verschmutzungsgrad
von Futtermitteln finden sich in ähnlicher Weise auch in den Merkblättern der
Landwirtschaftskammer Niedersachsen (LWK 2010, LWK 2011, LWK 2012) wieder.
Der Anteil erdhaltiger Verschmutzung lässt sich über den Gehalt HCl-unlöslicher
Asche in den Futtermitteln bestimmen. Untersuchungen von Grund- und
Saftfuttermitteln zeigten, dass die Gehalte an HCl-unlöslicher Asche mit den
PCDD/F-Gehalten in den Proben korrelierten (SCHWIND et al. 2010). Auch die
untersuchten Futterproben (Aufwuchs, Grassilage und Heu) von SCHULZ
(2004/2005a) konnten bereits eine solche Korrelation aufzeigen. Bei den dl-PCB ließ
sich diese Korrelation hingegen nicht bestätigen (SCHWIND et al. 2010). So kamen
die Autoren zu dem Schluss, dass in den untersuchten Proben der Boden nicht als
Haupteintragspfad für die dl-PCB anzusehen ist. Ferner scheint für dl-PCB in
pflanzlichen Futtermitteln der luftgetragene Eintrag der hier dominante
Kontaminationspfad zu sein. Bei den Dioxinen ist der Bodenanteil von größerer
Bedeutung (SCHWIND et al. 2010).
SCHULZ (2004/2005a) konnte zeigen, dass sich die Dioxinbelastung der Futtermittel
(Aufwuchs) durch gründliches Abwaschen zwar erkennbar reduzieren ließ, jedoch in
geringerem Ausmaß als ursprünglich erwartet. Es wurde aus diesen Untersuchungen
geschlussfolgert, dass sich die Dioxine aufgrund ihrer engen Verbindung mit der
Kutikula nicht gänzlich durch Waschen entfernen lassen.
Raufutter und Saftfutter weisen im Allgemeinen höhere Dioxin- und dl-PCB-Gehalte
auf als Mischfuttermittel. Als mögliche Begründung kommt dabei in Betracht, dass
die Komponenten der Mischfuttermittel in der Regel einer Vorreinigung oder
43

Schrifttum
Bearbeitung unterliegen (z. B. bei verschiedenen Getreidekörnern) und dadurch an
ihrer Oberfläche geringere Kontaminationen aufweisen (SCHWIND und JIRA 2006,
SCHWIND et al. 2010). Des Weiteren kann die Oberflächenkontamination der
Getreidekörner durch dioxin- und dl-PCB-kontaminierte Staubpartikel der
Getreidekörner während des Transports, bei Umladevorgängen sowie bei ihrer
Vermahlung dadurch gesenkt werden, dass die äußeren Getreidekornschichten
durch Abrieb entfernt werden (SCHWIND und JIRA 2006). Folglich ist eine
Exposition über die Futteraufnahme umso höher, je größer der Grünfutteranteil in der
Ration der Tiere ist und umso geringer, je höher der Kraftfutteranteil ist (FRIES 1995,
SCAN 2000, SCHWIND und HECHT 2004). So ergibt sich beispielsweise für
Wiederkäuer eine höhere Exposition als für Schweine oder Geflügel (SCHWIND und
HECHT 2004). Wiederkäuer können eine Dioxinexposition sowohl über den in der
Futtermittelration enthaltenen Bodenanteil als auch über die direkte Bodenaufnahme
während des Weideganges erfahren (SCAN 2000).
2.4.1.1 Eintragsquellen
Dioxine können über verschiedene Eintragspfade in bzw. an die Pflanzen gelangen
(BRÖKER et al. 1998, HÜLSTER 1994):
• Boden Pflanze: Systemische Aufnahme über die Wurzel
• Boden Luft Pflanze: Durch Ausdampfung aus dem Boden
• Luft Pflanze: Über sedimentierenden Staub
• Boden Bodenpartikel Pflanze (Oberflächenkontamination)
Eine systemische Dioxinaufnahme aus dem Boden in die Pflanze gilt bei der
Kontamination von Futtermitteln als irrelevant. Von größerem Belang ist die äußere
Kontamination, bei der anhaftende PCDD/F-kontaminierte Partikel belasteter Böden
einen Eintrag in die Futtermittel erfahren können (SCHULZ et al. 1993).
Untersuchungen zeigten, dass der Transfer aus dem Boden nur für einen Teil der
Pflanzen von Bedeutung ist. Während für die Dioxinbelastung von Blättern, Früchten
und Samen keinerlei Zusammenhang zu den PCDD/F-Konzentrationen im Boden
erkennbar war, zeigte sich, dass die Aufnahme über den Boden bei in ihm
wachsenden Speicherorganen (so beispielsweise die Karotte oder Kartoffelknolle)
44

Schrifttum
durchaus eine Rolle spielt. Jedoch blieb der Schadstofftransfer hier weitgehend auf
die Schalen beschränkt. Als weitere Ausnahme unter den Pflanzen sind auch die
Zucchini und der Kürbis zu nennen: Hier zeigten sich im Vergleich zu anderen
untersuchten Pflanzenproben deutliche höhere Dioxingehalte. Für Zucchini konnte
eine Aufnahme über die Wurzel und die Verlagerung der so aufgenommenen
PCDD/F in den Spross nachgewiesen werden (HÜLSTER 1994).
Eine Ablagerung von Dioxinen und PCB an den Pflanzen ist durch eine sogenannte
trockene Deposition (über die Gasphase oder partikelgebunden) oder eine nasse
Deposition (über Niederschläge, Nebel usw.) möglich (BRÖKER et al. 1998, MC
LACHLAN 1996, MC LACHLAN 1997). Chemische Verbindungen können über die
Kutikula oder Stomata in die Blätter der Pflanzen gelangen. Da die Kutikula
vorwiegend aus Wachs zusammengesetzt ist, können an ihr besonders die lipophilen
Verbindungen gebunden und gespeichert werden (WILD und JONES 1992). Die
Aufnahme organischer Schadstoffe in die Pflanze ist dabei von unterschiedlichen
Faktoren abhängig: Sowohl die Depositionsrate an der Pflanzenoberfläche als auch
das Ausmaß der an der Pflanze anhaftenden Partikel bzw. des Schadstofftransfers in
die Kutikula spielen eine Rolle (MC LACHLAN 1997). Der Luft-Pflanzen-Transfer der
dioxinähnlichen PCB scheint deutlich effizienter zu sein als der von Dioxinen. So
konnten bei Messungen der PCDD/F- und dl-PCB-Konzentrationen in der Luft und in
zur gleichen Zeit an diesem Standort exponierten Weidelgraskulturen gezeigt
werden, dass der Transfer der dl-PCB (unter Betrachtung des Medianwertes) den
der PCDD/F um das circa Vierfache übersteigt. Zudem ließ sich beobachten, dass
die Transferraten in einem deutlichen Zusammenhang mit dem Chlorierungsgrad der
PCB-Kongenere standen: Die Transferraten stiegen von den tri- bis heptachlorierten
Verbindungen deutlich an (KÖRNER et al. 2006). KÖRNER (2006) sieht in dem
Transfer Atmosphäre – Pflanze einen wesentlichen Schritt für den Eintrag der dl-PCB
in die terrestrische Nahrungsmittelkette und folglich für die Akkumulation in den
Nutztieren.
Entlang der Produktionskette von Futtermitteln können Dioxine und PCB auch
akzidentell während verschiedener Produktionsschritte oder schon bereits durch
kontaminierte Rohstoffe eingetragen werden (BMU 2013). SCHULZ (2004/2005a)
45

Schrifttum
konnte zeigen, dass das Risiko eines Dioxineintrages mit zunehmender Schnitttiefe
des Aufwuchses und während der Futterwerbung – besonders bei Silage – mit
steigender Anzahl der Arbeitsschritte ansteigt. Eine übersichtliche Darstellung
möglicher Kontaminationsquellen während der Futtermittelproduktion sowie den
Produktionsketten für Eier, Milch, Geflügel-, Rind- / Schaf- sowie Schweinefleisch
findet sich in einer Broschüre des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und
Reaktorsicherheit (BMU 2013). Als ein Beispiel wäre zu nennen, dass Bindegarn,
das mit einer PCB-haltigen Imprägnierung versehen war, zu einer Belastung
laktierender Rinder führte. Die Kontamination der Futtermittel (Heu und Stroh)
erfolgte durch mit Altöl versetzte Sisalbänder (ORBAN 1988 zit. in KLEIN 1991).
Auch eine Lagerung der Futtermittel in Silos kann ein Risiko der
Futtermittelkontamination in sich bergen. So konnte gezeigt werden, dass PCBhaltige
Schutzanstriche von Silowänden für eine PCB-Kontamination der darin
gelagerten Silagen verantwortlich waren (DE ALENCASTRO et al. 1984,
SKRENTNY et al. 1971, KYPKE-HUTTER und MALISCH 1989, KLEIN 1991,
PERRY et al. 1981).
2.4.2 Lebensmittel
Die lebensmittelbedingte Aufnahme von PCDD/F und PCB erfolgt im Wesentlichen
über fetthaltige Lebensmittel tierischen Ursprungs (Milchprodukte > Fleisch > Fisch >
Eier), wohingegen pflanzliche Lebensmittel wie Obst, Gemüse und Getreide nur in
geringen Mengen zur Aufnahme dieser unerwünschten Stoffe beitragen (BMU 2013).
Aufgrund der Ernährungsgewohnheiten liefern Milchprodukte den größten Beitrag für
die menschliche PCDD/F- und dl-PCB-Exposition, danach folgt der Verzehr von
Fleisch und Fisch. Hohe TEQ-Gehalte finden sich im Hinblick auf die Dioxine bzw. dl-
PCB in folgenden Lebensmitteln: Schafleber, Lebertran, Dorschleber, Flussaal (dl-
PCB) und Wild- (bei dl-PCB besonders Hasenfleisch) oder Wildgeflügelfleisch (bei dl-
PCB v. a. Wildente). Trotz ihrer höheren Belastung spielen sie jedoch für die
Exposition des Endverbrauchers eine geringere Rolle als weniger belastete
Lebensmittel, die dafür in größeren Mengen konsumiert werden (BFR 2010). Je nach
Eintragsquelle kann der prozentuale Anteil der PCDD/F bzw. dl-PCB am Gesamt-
TEQ-Gehalt einer Lebensmittelprobe unterschiedlich hoch sein. Proben aus
46

Schrifttum
Gebieten mit einer ausschließlichen Hintergrundbelastung weisen meist ein
Verhältnis von 1 : 1 auf. Es gibt jedoch auch Lebensmittelgruppen, in denen die dl-
PCB den größeren Anteil an dem Gesamt-TEQ einnehmen, so vor allem Fisch und
Fischprodukte sowie Kuhmilch (FÜRST et al. 2010). Jedoch gibt es auch
Auswertungen verschiedener Untersuchungsergebnisse von Rindfleischproben, die
zeigen, dass dl-PCB einen Anteil von ¾ des Gesamt-TEQ ausmachen können,
wobei die prozentualen Anteile dabei zwischen 40 und 90 % variierten (SCHWIND et
al. 2009). Seit vielen Jahren kann eine rückläufige Belastungssituation bezüglich der
Dioxine und polychlorierten Biphenyle vermerkt werden (BFR 2009, FÜRST et al.
2010). In den meisten Lebensmitteln zeigte sich in den letzten 20 Jahren eine
Reduktion der PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte um mehr als die Hälfte (FÜRST et al.
2010). Dennoch stellen sie nach wie vor aufgrund ihrer hohen Persistenz und ihres
ubiquitären Vorkommens noch ein generelles Problem für die Bevölkerung dar (BFR
2009). Eine Verringerung der PCB-Belastung wird durch die Remobilisierung von
Altlasten sowie heute noch möglichen Eintragsquellen (z. B. Kleinkondensatoren,
Fugenmassen, Verbrennungsprozesse von mit Schweröl betriebenen
Schiffsmotoren) verlangsamt (BASLER 2009).
2.4.2.1 Transfer in Lebensmittel
Es konnte gezeigt werden, dass der Eintrag über die Fütterung als wichtigste
Ursache für eine Dioxinexposition von Rindern zu nennen ist. Die Aufnahme über
Wasser und Luft leisten zur Gesamtexposition der Tiere dagegen nur einen
vernachlässigbaren Anteil (MC LACHLAN et al. 1990, MC LACHLAN 1997). Auch ein
Eintrag über die direkte Bodenaufnahme während des Weidegangs trägt eventuell
erheblich zur Belastung der Rinder bei (MC LACHLAN 1997, SCAN 2000). In welch
unterschiedlicher Weise Dioxine und dl-PCB einen Eintrag in die Lebensmittelkette
erfahren können, zeigt sich in der folgenden Abbildung (modifiziert nach CHOBTANG
et al. 2011).
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Schrifttum
Abbildung 3: Mögliche Eintragswege von PCDD/F und dl-PCB in die Lebensmittelkette (modifiziert nach
CHOBTANG et al. 2011)
Welche Mengen dieser über das Futtermittel aufgenommenen Schadstoffe letzten
Endes in tierische Lebensmittel transferiert werden und dort wiederzufinden sind,
wird durch den sogenannten Carry-over-Vorgang bestimmt. Das Carry-over-
Verhalten einzelner Verbindungen wird unter anderem durch die Aufnahmerate des
Stoffes im Darm, durch die Eigenschaften der Verbindung selbst (Hydrophilie oder
Lipophilie) und durch dessen Metabolisierung sowie Ausscheidungsfähigkeit
bestimmt. Des Weiteren trägt auch die Interaktion mit Stoffwechselvorgängen in den
Geweben dazu bei, ob eine Substanz im Nutztier an- oder abgereichert wird
(SCHWIND und HECHT 2004, SCHWIND und JIRA 2012). Zur Beschreibung des
An- oder Abreicherungsverhaltens eines Stoffes dient der Carry-over-Faktor (COF),
Konzentration des Stoffes im Tiergewebe
der sich wie folgt berechnen lässt: COF =
Konzentration des Stoffes im Futtermittel
Ein Stoff reichert sich nur dann im Gewebe an, wenn der COF einen Zahlenwert > 1
aufweist. Dies trifft für Dioxine, dl-PCB und viele andere organische
Chlorverbindungen zu, so dass diese in tierischen Geweben und Organen –
besonders im Fett – akkumulieren. Da das Ausmaß der Lipophilie einzelner PCDD/Fund
dl-PCB-Kongenere unterschiedlich ausgeprägt ist, weisen die verschiedenen
Verbindungen andere COF-Zahlenwerte – und so auch ein unterschiedliches
48

Schrifttum
Akkumulationsverhalten – auf (SCHWIND und HECHT 2004, SCHWIND und JIRA
2012).
2.4.2.2 Milch
Dioxine und dioxinähnliche PCB können bei Tieren über das Milchfett ausgeschieden
werden, so dass die Laktation als ein Haupteliminationsweg dieser Schadstoffe gilt
(MC LACHLAN et al. 1990, PERRY et al. 1981, SCAN 2000). Da die
Dioxinaufnahme (über die Fütterung kontaminierter Futtermittel) sehr schnell die
Gehalte in der Milch ansteigen lassen kann, jedoch die Konzentrationen nach
Unterbrechung der Dioxinzufuhr auch sehr schnell absinken, kann die Milch als
Bioindikator dieser unerwünschten Stoffe dienen (FÜRST 1998). Die Menge mit der
Milch ausgeschiedener PCDD/F und dl-PCB ist jedoch auch von der Fettmobilisation
in den Tieren abhängig, die in der frühen Laktation durch eine negative Energiebilanz
hervorgerufen wird und folglich zu höheren Gehalten in der Milch führen kann
(BRAMBILLA et al. 2008, CHOBTANG et al. 2011). Die Transferraten einzelner
Kongenere in die Milch variieren. Während bei den Dioxinen die Transferraten mit
zunehmendem Chlorierungsgrad der Kongenere sinken (AKKAN et al. 2004,
BECKER et al. 2010, MC LACHLAN 1997, SCAN 2000), zeigt sich bei den dl-PCB
der umgekehrte Trend: Höherchlorierte Kongenere werden im Gegensatz zu den
niederchlorierten Verbindungen vermehrt über die Milch abgegeben (AKKAN et al.
2004, BECKER et al. 2010). Eine Übersicht über Transferraten einzelner Kongenere
findet sich beispielsweise bei AKKAN et al. 2004, ADEKUNTE et al. 2010 und
BECKER et al. 2010. Generell zeigt sich, dass die Gehalte in der Milch sowohl bei
den Dioxinen als auch bei den dioxinähnlichen PCB in den letzten Jahrzehnten
abnehmen. So zeigte sich bei den Dioxingehalten zwischen den Jahren 1990 und
2006 eine Abnahme um ca. 65 %; die dl-PCB-Gehalte sanken zwischen 1998 und
2006 um etwa die Hälfte (FÜRST et al. 2010). Ein Überblick bezüglich der Daten der
Hintergrundbelastungen von Milch und Milchprodukten mit PCDD/F und dl-PCB
findet sich beispielsweise in GUDE et al. (2008).
49

Schrifttum
2.4.2.3 Muskulatur
Wie bereits oben erwähnt, stellt der Verzehr von Fleisch neben dem Milchkonsum
einen weiteren bedeutenden Anteil der menschlichen Exposition gegenüber Dioxinen
und dioxinähnlichen PCB dar. Die PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur
variieren je nach Haltung und Fütterung der Tiere (TAUBE und KAMPHUES 2009).
Die Gehalte in den Lebensmitteln steigen aufgrund einer unvermeidbaren
Grundbelastung, und zwar je älter die Tiere am Tag ihrer Schlachtung sind (BMU
2013). Jedoch gibt es hierzu auch widersprüchliche Untersuchungsergebnisse von
Rindfleischproben aus der Mutterkuhhaltung in Deutschland, bei denen keine
Abhängigkeit von der Kontaminationshöhe der Schlachtkörper und dem
Schlachtalter der Tiere – sowohl bei Mutterkühen als auch deren Nachkommen –
festgestellt werden konnte. Generell wiesen die hierbei untersuchten
Muskulaturproben der Mutterkühe geringere Gehalte als die ihrer Nachkommen auf –
eine mögliche Erklärung dafür wäre, dass die Dioxinlast in den Muttertieren aufgrund
der „Laktationsphasen“ (Ausscheidung der Dioxine und dl-PCB über das Milchfett)
nicht über ein bestimmtes Niveau ansteigt (BRUNS-WELLER 2012). Eine
Auswertung von Untersuchungsergebnissen zu den Gesamt-TEQ-Gehalten in
Muskulaturproben zeigte, dass Rind- und Schaffleisch (Mediangehalt jeweils
1,4 pg/g Fett) eine deutliche höhere Grundbelastung aufweist als Fleisch von
Geflügel (Mediangehalt 0,5 pg/g Fett) und Schwein (Mediangehalt 0,1 pg/g Fett;
CVUA FREIBURG 2011). Die geringere PCDD/F-Belastung im Schweinefleisch
könnte unter anderem dadurch erklärt werden, dass die Muskulatur bei Schweinen in
der Regel einen höheren Fettgehalt aufweist und die aufgenommenen, lipophilen
Schadstoffe einen „Verdünnungseffekt“ erfahren (FÜRST 1998, GUDE et al. 2008).
Untersuchungen konnten zudem zeigen, dass auch gewisse regionale Unterschiede
innerhalb Deutschlands bezüglich der Gehalte im Rindfleisch zu vermerken sind. So
wurden in der Region „Nord-West“ höhere Dioxin- und in etwas geringerem Ausmaß
auch höhere PCB-Belastungen nachgewiesen als in den Gebieten „Süd“ und „Ost“
(GUDE et al. 2008, SCHWIND et al. 2009). Bei einer Gegenüberstellung von
Untersuchungsergebnissen aus den Jahren 1996 und 2005/2006 zeigte sich eine
50

Schrifttum
Abnahme der Dioxingehalte um 50 % in den untersuchten Proben (SCHWIND et al.
2009).
2.4.2.4 Leber
Selbst bei der Aufnahme geringer Dioxinmengen können diese Verbindungen schnell
in der Leber akkumulieren, da sie eine besonders hohe Affinität zu diesem Organ
aufweisen (VAN DEN BERG et al. 1994). So gilt die Leber – zusammen mit dem
Fettgewebe – als ein Hauptspeicherorgan für Dioxine (BURSIAN et al. 2012, GUDE
2008, GUDE et al. 2008, SCHULZ 2005, VAN DEN BERG et al. 1994, IARC 1997,
WHO 2000, WITTSIEPE et al. 2007). Auch die dioxinähnlichen PCB akkumulieren
verstärkt in der Leber (BMU 2011, BRUNS-WELLER et al. 2010, KUNISUE et al.
2006, SHEN et al. 2012b, WANG et al. 2011), jedoch in etwas geringerem Ausmaß –
betrachtet man die Gesamt-TEQ in den untersuchten Proben – als im Fall der
PCDD/F (BVL 2011, CVUA FREIBURG 2011, FERNANDES et al. 2011). Es zeigte
sich, dass bei allen Tierarten – mit Ausnahme von Schweinen – der Anteil der
PCDD/F an dem Gesamt-TEQ in der Leber signifikant höher ist als im Fleisch des
gleichen Tieres (CVUA FREIBURG 2011). Es wird vermutet, dass die deutlich
geringe Anreicherung von dl-PCB in der Leber die höheren Gehalte dieser
Substanzen in der Muskulatur begründen (BVL 2011). Schafe scheinen besonders
prädisponiert für die Akkumulation von Dioxinen (und dl-PCB) in der Leber zu sein.
So zeigte sich bei den untersuchten Leberproben im Rahmen eines
Monitoringprogrammes aus Baden-Württemberg ein Mediangehalt von
14,4 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett, wohingegen die beprobten Schweinelebern
einen Gehalt von nur 0,5 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (Medianwert) aufwiesen
(CVUA FREIBURG 2011). Dabei ist davon auszugehen, dass hier vermutlich die
Haltungs- und Fütterungsbedingungen eine große Rolle gespielt haben. Die
besonders hohen Belastungen mit PCDD/F und/oder dl-PCB in Schaflebern, die
regelmäßig auch mit Höchstgehaltüberschreitungen einhergehen, lassen sich
bundesweit beobachten (BASLER 2009). Jedoch ließen sich auch in Rehlebern hohe
dl-PCB-Gehalte bei Tieren finden, die aus vermeintlich unbelasteten Regionen
stammten. So kommt BASLER (2009) zu dem Schluss, dass die erhöhten Gehalte in
den untersuchten Schaflebern keine regionale Belastung widerspiegeln, sondern
51

Schrifttum
vielmehr die Vermutung nahe legen, dass dafür eine hohe dl-PCB-Grundbelastung in
Deutschland verantwortlich ist.
Eine Übersicht über die Belastungssituation in Lebensmitteln – auch für Produkte
anderer Tierarten – beispielsweise auch für Eier oder Fisch, findet sich z. B. bei
GUDE et al. 2008.
2.4.3 Exposition des Menschen mit PCDD/F und dl-PCB
Der Mensch kann über drei Wege gegenüber Dioxine und PCB exponiert werden. Es
besteht sowohl die Möglichkeit, aus beruflichen Gründen oder durch Unfälle einer
Belastung ausgesetzt zu sein; des Weiteren wird der Mensch aber auch durch die
umweltbedingte Hintergrundbelastung mit diesen Stoffen exponiert (SCAN 2000,
IARC 1997, WHO 1998). Diese Hintergrundbelastung wirkt auf den Menschen durch
das Einatmen oder die Aufnahme von Luftpartikeln, durch die Aufnahme
kontaminierten Bodens oder über eine dermale Absorption sowie im Rahmen der
Nahrungsaufnahme ein. Während die zuerst genannten Expositionswege (Luft,
Boden oder Hautkontakt) für den Menschen weniger als 10 % der Gesamtaufnahme
ausmachen, werden mehr als 90 % der Dioxine und PCB durch die Nahrung
aufgenommen, vorwiegend über den Verzehr von Lebensmitteln tierischen
Ursprungs (SCAN 2000, UBA 2012). Den größten Expositionsbeitrag leisten dabei
Milchprodukte und Fleisch (BFR 2010, UBA 2012). Der sogenannte
„Durchschnittsverzehrer“ nimmt insgesamt etwa 12,7 - 16,9 pg PCDD/F und dl-PCB
pro Kilogramm Körpergewicht und Woche auf. Folglich nimmt er somit ca. 90 - 121 %
der von der SCF (SCF 2001) vorgeschlagenen tolerierbaren wöchentlichen
Aufnahmemenge (tolerable weekly intake, TWI) zu sich (BFR 2010). Die
Schätzungen über die Exposition beruhen dabei auf mittleren
Ernährungsgewohnheiten und durchschnittlich belasteten Lebensmitteln, so dass
hiervon abweichende Essgewohnheiten – wie beispielsweise ein vegetarischer
Speiseplan oder vermehrter Verzehr hoch belasteter Lebensmittel – mit deutlich
abweichenden Aufnahmemengen einhergehen können (FÜRST et al. 2010).
52

Schrifttum
2.4.3.1 Durchschnittliche Aufnahme; Risikoabschätzung
Da Dioxine und PCB ubiquitär in der Umwelt vorkommen, nimmt der Mensch diese
täglich in kleinen Mengen auf (KÖRNER 2006). Aus Berechnungen geht hervor, dass
ein Erwachsener in Deutschland im Durchschnitt 0,7 pg WHO-PCCD/F-TEQ und ca.
1,3 pg WHO-PCB-TEQ pro Kilogramm Körpergewicht und Tag aufnimmt, was einer
Gesamtaufnahme von 2 pg pro kg Körpergewicht und Tag
entspricht (UBA 2012) und somit auch mit den oben bereits genannten
Berechnungen der wöchentlichen Aufnahme des BFR (2010) übereinstimmt.
Die gesundheitliche Bewertung der Belastungssitutation des Menschen mit Dioxinen
und dioxinähnlichen PCB lässt sich anhand von zwei Bezugsgrößen abschätzen
(BFR 2009):
• TWI (tolerable weekly intake) legt die wöchentliche tolerierbare
Aufnahmemenge für PCDD/F und dl-PCB fest, die vom SCF mit 14 pg WHO-
PCCD/F-PCB-TEQ pro Kilogramm Körpergewicht angegeben wird.
• TDI (tolerable daily intake) ist die tolerierbare tägliche Aufnahmemenge, die
von der WHO mit 1 - 4 pg WHO-TEQ pro Kilogramm Körpergewicht
angegeben wird.
Bei der tolerierbaren täglichen Aufnahme – TDI (tolerable daily intake) – handelt es
sich um die Menge eines Stoffes, die lebenslänglich durch den Menschen täglich
aufgenommen werden kann, ohne dass dabei ein erkennbares Gesundheitsrisiko mit
schädlichen Auswirkungen besteht (UBA 2012, BFR 2008a). Aufgrund der langen
Halbwertszeiten von 2,3,7,8-TCDD und ähnlicher Verbindungen im Menschen kam
das SCF zu dem Schluss, dass sich eine tolerierbare Aufnahme besser auf Basis
einer wöchentlichen (anstelle einer täglichen) Aufnahmemenge ausdrücken lässt
(SCF 2001). Einen Überblick über die geschätzten Aufnahmenmengen an Dioxinen
und dioxinähnlichen PCB für den sogenannten „Durchschnitts-“ oder „Vielverzehrer“
findet sich in einer Informationsbroschüre vom Bundesinstitut für Risikobewertung
(BFR 2010). Auch wenn durch kurzzeitige Überschreitungen des TDI keine
gesundheitlichen Beeinträchtigungen für den Konsumenten zu erwarten sind, sollte
grundsätzlich die Dioxin- und PCB-Aufnahme des Verbrauchers über die Nahrung
möglichst gering gehalten werden. Dies soll durch die festgelegten Höchstgehalte in
53

Schrifttum
Futter- und Lebensmitteln sichergestellt werden (BFR 2008a, BFR 2009), d. h. bei
Überschreitungen sind auch noch keine klinischen Effekte zu erwarten. Diese Werte
dienen primär der Eintragsminimierung und haben nichts mit der akuten Auslösung
von toxischen Effekten zu tun.
Die Frauenmilch weist einen hohen Fettgehalt auf und eignet sich somit als Indikator
für die Belastungssituation des Menschen (UBA 2012). Sinkende Dioxin- sowie dl-
PCB-Gehalte in den untersuchten Frauenmilchproben zeigen, dass die
Belastungssituation in den letzten Jahrzehnten kontinuierlich abgenommen hat. Im
Jahr 2009 enthielten die Proben ungefähr 80 % geringere Dioxingehalte als die
Proben aus dem Jahr 1990. Für die dioxinähnlichen PCB zeigten
Untersuchungsergebnisse aus den Jahren 2001 – 2009 ebenfalls abnehmende
Gehalte (BFR 2011). Das UBA geht 2012 von einem etwas geringeren Rückgang
aus und beschreibt, dass die Dioxingehalte seit Ende der 1980er Jahren in den
untersuchten Frauenmilchproben nur um 60 % gesunken sind. Obwohl die Belastung
in der Umwelt und in den Nahrungsmitteln zurückgegangen ist, ist dennoch eine
weitere Reduktion der Dioxin- und PCB-Exposition angezeigt, da die TDI – wie
bereits oben beschrieben – nach wie vor überschritten wird (BFR 2010, KÖRNER
2006).
2.4.4 Situation in der Elbtalaue
Bei Hochwassersituationen werden weite Bereiche der Flussauen überflutet. Dabei
können sich Schwebstoffe und daran anhaftende Schadstoffe in diesen Bereichen
absetzen, so dass landwirtschaftlich genutzte Flächen mit schwebstoffgebundenen
Schadstoffen belastet werden können und somit das Risiko eines Eintrages in die
Futtermittel- und Lebensmittelkette besteht (BÜTTNER und KRÜGER 2000, HEISE
et al. 2007). Besonderes Interesse gilt dabei häufig überschwemmten, sogenannten
aktiven Flussauen, die landwirtschaftlich genutzt werden (HEISE et al. 2007). Das
Einzugsgebiet der Elbe weist aufgrund historischer Einträge eine erhöhte
Schadstoffbelastung auf, die sich insbesondere in den kontaminierten Sedimenten
widerspiegelt. Diese Sedimente sind vor allem dann von Belang, wenn sie die an
ihnen anhaftenden Schadstoffe remobilisieren bzw. transportieren und dies in der
Folge einen Schadstoffeintrag in den Flussauen nach sich zieht (HEISE et al. 2005,
54

Schrifttum
HEISE et al. 2007). Neben anorganischen Schadstoffen kommt in der Elbtalaue auch
den Dioxinen und dioxinähnlichen PCB eine große Bedeutung zu (ANONYM 2012b,
LWK 2012). Zwar sind die Eintragsquellen mittlerweile unterbunden, dennoch
werden weiterhin kontaminierte Sedimente über das Wasser transportiert (SCHULZ
et al. 1993). Die Ernte der im Deichvorland wachsenden Biomasse birgt die Gefahr,
dass diese Schadstoffe – gebunden an Sedimenten oder Bodenpartikeln – in das
Erntegut gelangen und so in die Futtermittel der Tiere gelangen (HEUER et al. 2011).
STACHEL et al. (2006) stellten im Rahmen ihrer Untersuchungen bezüglich der
Belastung von Futtermitteln an der Elbe fest, dass über 40 % der dortigen Flächen
lediglich eingeschränkt nutzbar sind. Die Beweidung auf den betroffenen Flächen
kann zu erhöhten Dioxinaufnahmen der Tiere und dadurch zu hohen Gehalten in den
von ihnen gewonnenen Lebensmitteln führen – in verstärktem Ausmaß, wenn die
Tiere Zugang zur Elbe oder zu sogenannten Bracks haben (SCHULZ 2004/2005b).
Als Bracks werden Wassertümpel oder verlandete Altarme der Elbe bezeichnet, in
denen sich über das ganze Jahr hinweg Wasser befindet (LWK 2011a). Zahlreiche
Untersuchungsergebnisse aus dem Gebiet der Elbtalaue zeigten, dass die
Gewinnung von Grundfuttermitteln auf den Vordeichflächen mit dem Risiko,
Höchstgehalte zu überschreiten, einhergeht. Zudem können auch Lebensmittel von
Tieren (Rinder, Schafe), die Futtermittel von Vordeichflächen erhielten oder diese
Flächen beweideten, Dioxingehalte aufweisen, die die zulässigen Höchstgehalte
überschreiten und so nicht mehr verzehrs- und verkehrsfähig sind (GUDE 2008,
GUDE et al. 2008, KAMPHUES et al. 2011, KAMPHUES und SCHULZ 2006,
KRÜGER et al. 2011, SCHULZ et al. 2004, SCHULZ et al. 2005a + b, SCHULZ
2004/2005a + b, SCHULZ 2005, STACHEL et al. 2006, STACHEL et al. 2011).
Einige in der Elbtalaue angesiedelte Betriebe sind als sogenannte „Risikobetriebe“
eingestuft. Für diese gelten besondere Auflagen: So müssen sowohl die
Vermarktung aller Rinder im Alter von 18 Monaten oder älter als auch die
Schlachtung aller Tiere (auch < 18 Monate) bei dem zuständigen Veterinäramt
gemeldet werden. Des Weiteren sind die Lebern der Rinder auf dem Schlachthof zu
verwerfen, es sei denn, es liegen „negative Analysebefunde“ für Dioxine und dl-PCB
der einzelnen Lebern vor. Für Betriebe, die fast ausschließlich Vordeichflächen
55

Schrifttum
bewirtschaften und folglich ein höheres Risiko aufweisen, können weitere Auflagen
hinzukommen. Hier darf den Rindern kein Zugang zur Elbe, zu den Bracks oder
abflusslosen Senken ermöglicht werden; es kann auch angeordnet werden, dass alle
Schlachtkörper auf ihren Dioxin- und dl-PCB-Gehalt zu untersuchen sind, wobei in
einem solchen Fall der Betrieb selbst die Kosten tragen muss (ANONYM 2012b).
Trotz der Kenntnis über die belasteten Böden sollte den in betroffenen Regionen
wirtschaftenden Betrieben eine weitere Nutzung ermöglicht werden, um wichtige
Naturschutzgebiete sowie eine gesunde Kultur- und Wirtschaftsstruktur zu erhalten
(SASSEN 2006). Zudem ist zu erwähnen, dass es sich bei den Außendeichflächen
vorwiegend um gepachtete Flächen handelt, die dem Land Niedersachsen gehören
und durch das Domänenamt in Stade verpachtet werden (LWK 2011a; ENDE 2013,
persönliche Mitteilung). Die Pachtbedingungen schreiben vor, dass die Flächen
mindestens einmal jährlich genutzt werden müssen. Da ein Teil der Flächen jedoch
nicht mähfähig ist, bleibt den Landwirten hier nur eine Nutzungsmöglichkeit durch
Beweidung (LWK 2011a).
2.5 Minimierung des Eintrages von PCDD/F und dl-PCB in die Nahrungskette
Auch in den kommenden Jahren werden die Futtermittel weiterhin nicht frei von
Dioxinen sein (TAUBE und KAMPHUES 2009), außerdem wird in den Aufwüchsen
von Grünlandflächen belasteter Standorte weiterhin mit höheren Dioxingehalten
gerechnet werden müssen. Es kann davon ausgegangen werden, dass Futtermittel
von belasteten Standorten – selbst wenn diese Schadstoffgehalte unterhalb des
futtermittelrechtlichen Höchstgehaltes aufweisen – bei einer längeren Fütterung der
Tiere das Risiko der Höchstgehaltüberschreitung in den von ihnen gewonnenen
Lebensmitteln birgt. Hintergrund dieser Annahme ist, dass es aufgrund der
Akkumulation dieser Stoffe bei einer Versorgung der Tiere mit kontaminierten
Futtermitteln über eine längere Zeit zu einer Anreicherung in den Organen und in der
Muskulatur, d. h. im Fleisch dieser Tiere führt (LWK 2010). Die Verantwortung für die
Sicherstellung der Futtermittel- und Lebensmittelqualität – d. h., dass die
Höchstgehalte eingehalten werden – liegt aufgrund der gesetzlichen
Rahmenbedingungen einzig und allein beim Landwirt (LWK 2010, 2011).
56

Schrifttum
In den vergangenen Jahren wurde die Bedeutung dioxinbelasteter Böden für die
Futtermittel- und Lebensmittelsicherheit in verschiedenen Projekten unter Mitwirkung
des Instituts für Tierernährung der Stiftung Tierärztliche Hochschule Hannover
untersucht. Als Modellregion für belastete Standorte wurde der Fokus auf die
elbangrenzenden Überschwemmungsflächen gelegt. Im Rahmen dieser
Untersuchungen konnten Ansätze für eine weitere Grünlandnutzung belasteter
Standorte geschaffen werden, die für eine Lebensmittelproduktion in Frage kommen
könnten. So ließen sich diese Flächen beispielsweise für eine Mutterkuh-
/Mutterschafhaltung zur Kälber-/Lämmerproduktion nutzen, bei der die Kälber/-
Lämmermast auf unbelasteten Standorten erfolgte (KAMPHUES und SCHULZ
2006). Die Schlachtung der Mutterkühe, die zeitlebens Außendeichflächen der Elbe
beweideten, geht dagegen mit einem hohen Risiko der Höchstgehaltüberschreitung
bei den von ihnen gewonnenen Lebensmitteln einher, so dass von einer
Vermarktung abzusehen ist. Eine Beweidung der Deiche selbst – d. h. ohne Nutzung
der Vordeichflächen – mit Schafen gilt hingegen als möglich, sofern dafür Sorge
getragen wird, dass die Lebern dieser Schlachttiere verworfen werden und nicht in
die Lebensmittelkette gelangen (GUDE 2008, LWK 2010).
Seit dem Jahr 2008 ist in der Elbregion von Schnackenburg bis Geesthacht eine
landwirtschaftliche Spezialberatung der Landwirtschaftskammer Niedersachsen tätig,
um vor Ort den Landwirten in der Erzeugung sicherer und hochwertiger Futter- und
Lebensmittel beratend zur Seite zu stehen (LWK 2012a). Von der
Landwirtschaftskammer Niedersachsen sind in den letzten Jahren zudem
Merkblätter entwickelt und veröffentlicht worden, die Empfehlungen zum Umgang mit
potentiell belasteten Flächen enthalten. Eine Übersicht über die herausgegebenen
Merkblätter findet sich beispielsweise in dem Merkblatt „Bewirtschaftung von
schadstoffbelasteten Standorten in Niedersachsen“ (LWK 2011) bzw. auf der
Internetseite der Landwirtschaftskammer Niedersachsen (www.lwkniedersachsen.de).
Diese Empfehlungen gelten mittlerweile als die „gute fachliche
Praxis der verschmutzungsarmen Futternutzung“ bei der Bewirtschaftung von
Grünland in der Elbtalaue (LWK 2010).
57

Schrifttum
Dass diese Bewirtschaftungsempfehlungen in der Praxis bislang auch mehr oder
weniger erfolgreich umgesetzt werden, zeigt sich darin, dass in dem deutlich
größeren Anteil der untersuchten Futtermittel- und Lebensmittelproben die EU-weit
geltenden Höchstgehalte eingehalten werden (LWK 2011).
2.6 Färsenvornutzung
Das Produktionsverfahren der Färsenmast – eine besondere Form der
Rindfleischproduktion ohne Gewinnung von Milch als Lebensmittel – findet sich in
der Regel in Grünlandbetrieben, und zwar vorwiegend im norddeutschen Raum. In
einigen Betrieben erfolgt diese Färsenmast mit einer sogenannten „Vornutzung“
(SCHMITTER 1976, PABST 2011). Dabei bringen die jungen weiblichen Rinder (vor
der ersten Abkalbung auch Färsen genannt) lediglich ein einziges Kalb zur Welt
(GRANZ 1985, SCHMITTER 1976, TVT 2007, PABST 2011). Nach der Abkalbung
wird das Kalb entweder direkt im Anschluss an die Biestmilchperiode abgesetzt oder
aber erst nach zwei bis fünf Monaten, in denen die junge Mutterkuh noch für die
Kälberaufzucht genutzt wird (SCHMITTER 1976). Nach dem Absetzen des Kalbes
schließt sich eine „Ausmast“ der so vorgenutzten Färse an (PABST 2011). Ein
entscheidender Vorteil dieser besonderen Form der Färsenmast liegt darin, dass die
weibliche Nachzucht (Kälber) der Bestandsremontierung (nächste Generation
Färsen) dient, somit also lediglich 50 % des Tierbestandes zugekauft werden muss.
Die männlichen Kälber werden hingegen zur Jungrindermast verkauft. Das in der
Färsenvornutzung und -mast gewonnene Rindfleisch erfüllt dabei hohe
Qualitätsansprüche (SCHMITTER 1976). Dennoch wird das Fleisch einer
vorgenutzten Färse nicht mehr in die Rindfleisch-Handelsklasse „Färse“ eingestuft.
So ist in der VO (EG) Nr. 1234/2007 (ANONYM 2007) festgelegt, dass vorgenutzte
Färsen auf dem Schlachthof in die „Kategorie D“ eingeordnet werden müssen, da
diese sich durch „Schlachtkörper weiblicher Tiere, die bereits gekalbt haben“
definiert. Das heißt, das Fleisch wird als „Kuhfleisch“ gehandelt. In der Regel erzielt
Kuhfleisch einen geringeren Preis als Färsenfleisch. Da die Preise aber nicht stabil
sind und auch ein gewisser Spielraum in der Preisgestaltung auf dem Schlachthof
nicht unüblich ist, wird dem Fleisch von vorgenutzten Färsen ein „Qualitätszuschlag“
58

Schrifttum
zugesprochen. So wird mit dem Schlachtkörper einer vorgenutzten Färse in der
Regel ein höherer Erlös erzielt als bei Schlachtung einer „Mutter-/Altkuh“.
2.7 Aufgabenstellung
Wie bereits vorher beschrieben, führt die Elbe große Mengen sedimentgebundener
Dioxine mit sich. Durch die mehr oder weniger regelmäßigen Überschwemmungen
erfolgt ein Dioxineintrag auf das angrenzende Grünland. Untersuchungen der letzten
Jahre zeigten, dass die landwirtschaftliche Nutzung exponierter Grünlandflächen
über eine Futtermittelgewinnung und/oder Beweidung mit dem Risiko einhergeht,
Höchstgehalte zu erreichen bzw. zu überschreiten. Zum einen birgt die Gewinnung
von Grundfuttermitteln (Grassilage, Heu) auf den Flächen im Deichvorland das
Risiko einer Überschreitung der EU-weit gültigen Höchstgehalte für Futtermittel. Zum
anderen ist bekannt, dass eine Beweidung durch Wiederkäuer (Rinder, Schafe) dazu
führen kann, dass die zulässigen Höchstgehalte in den Produkten dieser Tiere
(Muskulatur, Leber, Milch) nicht eingehalten werden. Dies wäre mit einem
Verfütterungsverbot bzw. mit dem Ausschluss der tierischen Produkte aus der
Lebensmittelkette verbunden.
Mit dem vorliegenden Feldversuch sollte der Frage nachgegangen werden, ob eine
Nutzung dioxinexponierter Grünlandflächen – sowohl durch Beweidung als auch
durch Grundfuttermittelgewinnung – dennoch in Einklang mit der Produktion von
„sicherem“ Rindfleisch zu bringen ist. Für die durchgeführten Untersuchungen wurde
ein Betrieb ausgewählt, der standortbedingt von Risiken einer
Höchstgehaltüberschreitung betroffen ist: Dieser weist Grünlandflächen im
Elbdeichvorland auf, die der Grundfuttermittelgewinnung (Silage) und Beweidung
dienen.
Die Hypothese dieser Arbeit lautete: Ersetzt man eine geraume Zeit vor der
Schlachtung der Tiere das potentiell dioxinkontaminierte Futter durch gesichert
unbelastete Futtermittel, so ist es möglich, die Dioxinbelastung von Schlachttieren
soweit zu senken, dass ein für den Verbraucher absolut „sicheres“ Rindfleisch
gewonnen werden kann (d. h. mit Dioxingehalten unterhalb des Höchstgehaltes).
Diese „Dioxinlastminderung“ sollte dabei durch folgende Effekte erreicht werden:
59

Schrifttum
• Die Ausmast erfolgt ausschließlich mit unbelastetem Futter, so dass keine
weitere Dioxinexposition stattfindet und neues „unbelastetes“ Fettgewebe im
Tierkörper gebildet wird.
• Es wird ein „Verdünnungseffekt“ genutzt, da sich die Menge der bereits im
Tierkörper akkumulierten Dioxine am Ende der Ausmast
(Körpermassenzunahme, d. h. Körperfettzunahme) auf eine insgesamt
größere Fettgewebsmasse verteilt.
• Ein Teil der Dioxine wird während der Laktation über die Milch ausgeschieden.
Als Konzept diente eine besondere Form der Färsenvornutzung: Die weiblichen
Jungrinder (Färsen) sollten dabei ein Kalb zur Welt bringen. Nach dieser ersten und
einzigen Abkalbung bzw. einige Monate vor ihrer Schlachtung wurden die jungen
Mutterkühe – dann auch als „vorgenutzte Färsen“ bezeichnet – bis zum Erreichen
eines „üblichen“ Schlachtgewichtes ausschließlich mit unbelastetem Futter versorgt.
Diese Ausmast mit unbelasteten Futtermitteln erstreckte sich über einen Zeitraum
von mehreren Monaten. Die Kälber liefen von Geburt an „bei Fuß“ und nahmen bei
ihren Muttertieren entsprechend Milch auf. Da es sich um einen Feldversuch
handelte und das Konzept zudem auf seine Tauglichkeit in der Praxis bewertet
werden sollte, führten „Abweichungen“ innerhalb des Konzeptes nicht zu einem
Ausschluss der Tiere aus dem Versuch. So wurden Färsen, die kein Kalb zur Welt
brachten (z. B. aufgrund einer Totgeburt) dennoch im Rahmen der Untersuchungen
weiter verfolgt und die daraus gewonnenen Daten in der Auswertung mit
berücksichtigt.
Der Einsatz von dioxinbelasteten Futtermitteln im Rahmen eines Fütterungsversuchs
wurde durch eine Ausnahmegenehmigung gemäß § 69 Lebensmittel- und
Futtermittelgesetzbuch (LFGB) in Verbindung mit Art. 3 Abs. 2 der Verordnung (EG)
Nr. 1831/2003 von Seiten des Niedersächsischen Landesamtes für
Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit (LAVES) ermöglicht.
60

Material und Methoden
3 Material und Methoden
Direkt zu Anfang sei darauf hingewiesen, dass die vorliegenden Untersuchungen als
Fortsetzung der vorangegangenen Arbeiten von SCHULZ (2005) und GUDE (2008)
zu verstehen sind und auf den dadurch gewonnenen Ergebnissen und Erkenntnissen
basieren. Vor diesem Hintergrund könnten sich in den folgenden Kapiteln
möglicherweise Ähnlichkeiten – beispielsweise bei den Probenahmeverfahren – mit
diesen Arbeiten ergeben.
3.1 Tiere
Untersucht wurden drei Gruppen von Färsen eines Betriebes mit jeweils
unterschiedlichen Tierzahlen (n = 26, n = 9, n = 16), die das oben beschriebene
Konzept durchlaufen sollten. Des Weiteren wurden von einigen anderen Tieren aus
dem Versuchsbetrieb sowie von zwei totgeborenen Kälbern Proben genommen,
Daten erhoben und die Ergebnisse mit ausgewertet (siehe 3.1.4).
3.1.1 Erste Gruppe von Färsen (F I)
Die erste Gruppe von Färsen (F I) bestand aus 26 Tieren (F I 1/26 - 26/26). Ein
Großteil der Tiere stammte aus betriebseigener Nachzucht und lebte seit jeher auf
dem hiesigen Versuchsbetrieb. Fünf der 26 Tiere (F I 8/26, 9/26, 12/26, 23/26, 26/26)
wurden in bereits tragendem Zustand aus Bayern zugekauft und lebten nur die
letzten 1 bis 1,5 Lebensjahre auf diesem Betrieb. Bei diesen Färsen existierte keine
Kenntnis über eine mögliche Vorbelastung. Die aus Bayern stammenden Färsen
gehörten der Rasse Aberdeen Angus an, die betriebseigenen Färsen waren
Kreuzungstiere verschiedener Rassen – vorwiegend aus Deutsch Angus und Blonde
d`Aquitaine, aber auch weiteren Rassen. Jedes Tier aus dieser ersten Färsengruppe
brachte ein Kalb zur Welt und säugte dieses über einen Zeitraum von mehreren
Monaten (ca. 5 - 7 Monate).
3.1.2 Zweite Gruppe von Färsen (F II)
Die zweite Gruppe (F II) bestand aus 9 Färsen (F II 1/9 - 9/9). Ein Tier (F II 4/9) der
Gruppe wurde nicht tragend, bei einem anderen Tier (F II 1/9) war eine Totgeburt zu
61

Material und Methoden
verzeichnen. Diese beiden Tiere wiesen folglich keine Laktation auf, verblieben aber
dennoch im Versuch (praxisnahe Bedingungen: es kommt immer einmal vor, dass
eine Kuh nicht tragend wird oder verkalbt). Die Färsen dieser Fütterungsgruppe
stammten alle aus der betriebseigenen Nachzucht und waren somit Kreuzungstiere
(siehe 3.1.1). Sie lebten von Geburt an auf dem Versuchsbetrieb. Mit Ausnahme der
zwei oben erwähnten Färsen wiesen die Tiere eine mehrmonatige Laktation auf (ca.
5 bis 7,5 Monate).
3.1.3 Dritte Gruppe von Färsen (F III)
Diese Gruppe umfasste insgesamt 16 Färsen (F III 1/16 - 16/16), allesamt
betriebseigene Nachzuchten (siehe 3.1.1). Ein Tier (F III 2/16) stellte sich als Zwitter
heraus, 4 Tiere (F III 1/16, 3/16, 4/16, 13/16) hatten Totgeburten 1) . Somit wiesen
diese 5 Färsen in den nachfolgenden Wochen keine Laktation auf. Das Kalb einer
weiteren Färse (F III 10/16) verendete im Alter von 8 Wochen (trotz tierärztlicher
Versorgung) aufgrund einer schweren Magen-Darm-Erkrankung. Jedoch konnte bei
dem Muttertier 12 Wochen p. p. die Probenahme der „reifen Milch“ erfolgen, so dass
nicht ausgeschlossen werden konnte, dass die Färse nach dem Verenden des
eigenen Kalbes andere Kälber der Gruppe gesäugt hat. Abgesehen von den hier
gesondert aufgezählten Tieren laktierten die Färsen – wie auch schon die Tiere aus
F I und F II – über einen Zeitraum von mehreren Monaten (ca. 5 – 7 Monate).
1) Die totgeborenen Kälber waren allesamt vollständig entwickelt und wiesen keinerlei
Anzeichen von Missbildungen auf. Die Gründe für die Totgeburten waren
verschieden: In einem Fall war dies durch ein „Übertragen“ bedingt, bei einer
anderen Färse konnte eine Schwergeburt (Hinterendlage) als Ursache erhoben
werden. Eine weitere Färse verkalbte, nachdem eine große Unruhe in der Herde
aufkam, bei der es mehrfach zu Hornstößen gegen das Abdomen dieser Färse kam.
Dies wird auch als Grund für die vierte Totgeburt vermutet, konnte jedoch nicht
beobachtet werden.
62

Material und Methoden
3.1.4 Weitere Tiere des Versuchsbetriebs
Färse F 0 (n = 1):
Hierbei handelte es sich um eine betriebseigene Färse (F 0), die zusammen mit den
Tieren aus der Gruppe F I untergebracht war. Dieses Tier wurde nach der Geburt
des ersten und einzigen Kalbes und einer Laktationsdauer von ca. 3 Monaten
geschlachtet.
Altkühe AK 1 - AK 6:
Die Altkühe (AK 1 - 6; n = 6) verbrachten ihr gesamtes Leben auf dem
Versuchsbetrieb, brachten im Durchschnitt 5 Kälber zur Welt und laktierten jeweils
über mehrere Monate. Die Kühe waren am Tag ihrer Schlachtung 7 (n = 5) bzw. 8
Jahre (n = 1) alt.
Absetzer A (n = 1):
Dieses weibliche Tier stammte aus der betriebseigenen Nachzucht. Es wurde
aufgrund einer Fehlstellung der Gliedmaßen in einem Alter von 7 Monaten
geschlachtet. Vor dem Absetzen verbrachte es die ersten ca. 5,5 Lebensmonate
zusammen mit dem Muttertier im Stall.
Zudem wurden von zwei totgeborenen Kälbern (T 1 und T 2) von den Färsen der
dritten Gruppe (F III) Proben entnommen. Sie wiesen ein vollständiges
Entwicklungsstadium auf und zeigten keine Anzeichen von Missbildungen.
3.2 Fütterung und Haltung
Das Grundprinzip dieser Arbeit basierte auf einem besonderen Fütterungsregime der
Färsen vor und nach ihrer ersten Abkalbung. Aufgrund des Betriebstandortes waren
die Tiere einer besonderen Dioxinbelastung ausgesetzt: Sie verbrachten die
Sommermonate auf den Vordeichflächen an der Elbe und wurden im Winter im Stall
mit Grassilage versorgt, die auf Überschwemmungsflächen gewonnen wurde. Nach
der Geburt des ersten und einzigen Kalbes bzw. mehrere Monate vor ihrer
Schlachtung wurden die Tiere dann ausschließlich im Stall gehalten und mit
63

Material und Methoden
unbelastetem Futter versorgt. In den nachfolgenden Kapiteln wird auf die
angebotenen Futtermittel und die jeweiligen Haltungsbedingungen der Tiere näher
eingegangen.
3.2.1 Fütterung und Futtermittel
Als Futtergrundlage dienten die „üblichen“ Grundfuttermittel in der Rinderhaltung.
Während der Stallperiode kamen Grassilagen (und in geringen Mengen Heu) zum
Einsatz – bzw. während der Ausmast dann die „Maisration“ auf Basis von Maissilage
(siehe 3.2.1.2). Während der Weidezeit stand den Tieren nahezu ausschließlich
Weideaufwuchs zur Verfügung: Ein geringes Angebot von Trockenschnitzel diente
der Vertrautheit zum Tierhalter, zudem bestand die Möglichkeit zur freien
Mineralfutteraufnahme (s. u.).
Zur Durchführung des Fütterungskonzeptes wurden die Futtermittel in zwei Gruppen
eingeteilt: Potentiell dioxinbelastete Futtermittel (bel. FM) und „dioxinunbelastete“
Futtermittel (unbel. FM). Wie bereits oben beschrieben wurde im Hinblick auf die
Dioxinbelastung in den Futtermitteln ein besonderes Fütterungsregime angewandt,
das sich im Wesentlichen wie folgt darstellte:
Abbildung 4: Grundsätzliches Fütterungskonzept im vorliegenden Versuchsmodell
Vor der Futterumstellung wurden die Färsen während der „Stallperiode“ in den
Wintermonaten mit Grassilagen versorgt, die von betriebseigenen Flächen im
Vordeichbereich gewonnen wurden und somit als potentiell belastet galten. In den
64

Material und Methoden
Sommermonaten („Weideperiode“) wurden die Vordeichflächen beweidet, so dass
hier der potentiell dioxinkontaminierte Weideaufwuchs als Nahrungsgrundlage
diente. Während des Weideganges musste zudem damit gerechnet werden, dass die
Tiere im Rahmen der Futteraufnahme auch Bodenanteile und „bodennahe Matrix“
aufnahmen. Diese bodennahe Matrix stellt ein Material aus abgestorbenen
Pflanzenteilen, Resten von Exkrementen sowie aus sich zersetzendem organischen
Material dar, das direkt dem Boden aufliegt (GUDE 2008, GUDE et al. 2008,
SCHULZ 2004/2005a, SCHULZ 2005, TAUBE und KAMPHUES 2009). Mehrere
Monate vor der Schlachtung der Tiere erfolgte dann die Umstellung auf gesichert
unbelastetes Futter. Ein Mineralfutter stand den Tieren entweder über eine
Eimerleckmasse (Weide) zur Verfügung oder wurde über den Futtermischwagen der
Ration (Stallhaltung) direkt zugesetzt.
Futterumstellung bei den einzelnen Tiergruppen
Die Gegebenheiten auf dem Betrieb, bzw. die Gruppenhaltung der Tiere, ließen
keine individuelle Futterumstellung zu, so dass die Futterumstellung (bel. FM
unbel. FM) stets gruppenweise (siehe Färsengruppen F I – III) vorgenommen wurde.
F I:
Die Futterumstellung erfolgte für die Färsen dieser Gruppe, nachdem alle ihr Kalb zur
Welt gebracht hatten. In Abhängigkeit vom Zeitpunkt ihrer Schlachtung wurden die
Tiere über einen Zeitraum von 3 (n = 7), 3,5 (n = 8), 4 (n = 4), 5 (n = 4), 5,5 (n = 2)
bzw. 10 (n = 1) Monaten ausschließlich mit unbelastetem Futter versorgt.
Abbildung 5: Fütterungsregime der Gruppe F I
65

Material und Methoden
F II:
Bei der zweiten Gruppe von Färsen wurde die Fütterung bereits ca. 7 Wochen vor
den Abkalbungen umgestellt, da die Dioxingehalte in den Futtermitteln eine
Ausnahmegenehmigung erforderlich machten, die zunächst beantragt werden
musste (siehe 5.2.2). In den ersten Wochen nach der Umstellung kam zunächst eine
unbelastete Grassilage zum Einsatz. Zur Ausmast der Tiere (nach der Abkalbung)
diente dann die Maisration. Je nach Schlachtdatum bekamen die Färsen also über
5 (n = 1), 7 (n = 4) bzw. 9,5 (n = 4) Monate unbelastetes Futter.
Abbildung 6: Fütterungsregime der Gruppe F II
F III:
Die dritte Gruppe wurde vor der Futterumstellung unterteilt. Nachdem die meisten
Tiere abgekalbt hatten, wurden die noch zur Abkalbung ausstehenden 3 Färsen (F
III 10/16, 12/16 und 13/16) von der Gruppe abgesondert, um ihnen die Möglichkeit
zu geben, in Ruhe abzukalben und die „Hauptgruppe“ bereits mit unbelasteten
Futtermitteln zu versorgen. Der Futterwechsel in diesen beiden Untergruppen fand
nach den Abkalbungen statt – allerdings mit einer Ausnahme: F III 13/16. Dieses Tier
wurde 7 Tage vor der Abkalbung (Totgeburt) umgestellt. Je nach Schlachttermin
kamen also hier vor der Schlachtung 2,75 (n = 4), 4,5 (n = 3), 5 (n = 4) bzw. 5,75
(n = 5) Monate unbelastete Futtermittel zum Einsatz.
66

Material und Methoden
Abbildung 7: Fütterungsregime der Gruppe F III
Färse F 0:
Diese Färse wurde zusammen mit den Tieren aus der ersten Gruppe (F I) gehalten,
jedoch erfolgte die Schlachtung noch bevor die Gruppe mit unbelasteten
Futtermitteln versorgt wurde (Grund: Umfangsvermehrung im Halsbereich). Folglich
bekam das Tier bis zum Tag der Schlachtung belastetes Futter. Es nahm also die
Rolle als „Kontrolltier“ ein, an dem die Dioxinbelastung der Färsen ohne Absetzen
des belasteten Grundfutters veranschaulicht werden sollte.
Altkühe AK 1 - 6:
Die sechs Altkühe lebten seit jeher auf dem Versuchsbetrieb. Sie verbrachten die
Sommermonate im Deichvorland und wurden während der Wintermonate mit
betriebseigenen Grassilagen aus dem Vordeichbereich versorgt. Bevor diese älteren
Mutterkühe zum Schlachthof gebracht wurden, erhielten sie über einen Zeitraum von
5,5 Monaten unbelastetes Futter (Maisration).
Absetzer A:
Anfangs erfolgte dessen Versorgung auf der Basis potentiell dioxinkontaminierter
Milch (das Muttertier stammte aus dem hiesigen Betrieb). Etwa 3,5 Monate vor der
Schlachtung (Schlachtalter: 7 Monate) wurde das Tier nur noch mit unbelasteten
Futtermitteln versorgt, wobei es bis ca. 1,5 Monate vor dem Schlachttermin
weiterhin die Möglichkeit hatte, beim Muttertier zu trinken. Das Muttertier wurde
67

Material und Methoden
jedoch während dieser 2 Monate (Futterumstellung auf unbelastete Futtermittel bis
zum Absetzen des Tieres) mit unbelasteten Futtermitteln versorgt.
3.2.1.1 Potentiell belastete Futtermittel
Als potentiell belastet angesehen wurden (aufgrund der standortspezifischen
Dioxinbelastung):
• Grassilagen, die aus dem Deichvorland der Elbe gewonnen wurden und
• Weideaufwuchs von den Vordeichflächen der Elbe.
3.2.1.2 Unbelastete Futtermittel
Folgende unbelastete Futtermittel kamen nach der Futterumstellung zum Einsatz, die
allesamt auf unbelasteten Standorten gewonnen wurden:
• Grassilage von einem unbelasteten Standort (Binnendeichbereich) und eine
• „Maisration“ auf Basis von Maissilage mit den weiteren Bestandteilen:
Erbsensilage, Grassamenstroh und mineralisiertes Kraftfutter aus
Weizenschrot (ca. 49 %), Soja- bzw. Rapsextraktionsschrot (ca. 49 %) und
Mineralfutter (ca. 2 %).
3.2.2 Haltung der Tiere
Die Tiere wurden während des gesamten Versuchs in ihrer „Färsen- bzw.
Fütterungsgruppe“ – hier F I, F II und F III – in einem Offenstall („Stallperiode“) bzw.
auf der Weidefläche im Vordeichbereich der Elbe („Weideperiode“) gehalten.
Abweichend hierzu wurden manche Färsen zeitweise auch außerhalb ihrer
ursprünglichen Gruppen gehalten. Auf diese Abweichungen wird in folgenden
Abschnitten näher eingegangen.
Die Kälber der vorgenutzten Färsen liefen über mehrere Monate „bei Fuß“ und
wurden von ihren jungen Mutterkühen gesäugt. Das Absetzen der Kälber erfolgte
entweder durch den Verkauf der männlichen Kälber (Ausmast als Jungmastrinder auf
unbelasteten Standorten) oder wenn die Mutterkuh zum Schlachthof gebracht wurde
und ihr Kalb zunächst bei den restlichen Mutterkühen im Stall verblieb. Die
68

Material und Methoden
weiblichen Kälber dienten allesamt der Bestandsremontierung, d. h. sie bilden die
Grundlage der zukünftigen Färsenvornutzung.
Haltungsbedingungen im Stall („Stallperiode“):
Während der Stallperiode waren die Tiere gruppenweise in Offenställen
untergebracht. Als Einstreumaterial diente Stroh, das von einem unbelasteten
Standort gewonnen wurde. Der Futtertisch wurde jeden Tag neu befüllt und das
Futter mindestens zweimal täglich herangeschoben. Die Wasserversorgung im Stall
war über mehrere Selbsttränken gesichert.
Haltungsbedingungen auf der Weide („Weidesaison“:)
In den Sommermonaten standen die Färsen auf der betriebseigenen Weidefläche im
Elbdeichvorland. Die Fläche, die den Tieren dabei in den Jahren 2010 + 2011 zur
Verfügung stand, wies jeweils zu Beginn der Weidesaison eine Größe von ca. 17 ha
auf. Nach dem ersten Schnitt zur Grassilagegewinnung wurde die gemähte Fläche
hinzugenommen, so dass sich die Weidefläche auf eine Gesamtfläche von ca. 27 ha
vergrößerte. Im Sommer 2012 wurde die „Weidegruppe“ (siehe 3.2.2.3) der dritten
Gruppe von Färsen von den anderen Tieren des Betriebs separiert. Sie weideten auf
einem Areal, das anteilig zur Gewinnung von Grassilage diente. Der Weideauftrieb
erfolgte erst nach Einholen des ersten Schnittes. Ein Teil der Weidefläche konnte
aufgrund der Gegebenheiten vor Ort gar nicht gemäht werden (Bewuchs mit
Büschen, unebenes Gelände in Nähe der Bracks). Die Weidefläche, auf der die
F III „Weidegruppe“ den Sommer 2012 verbrachte, hatte eine Größe von insgesamt
ca. 4 ha. Von diesen waren ungefähr 3 Hektar reines Grünland, der verbliebene
Hektar wies Buschwerk und Bracks auf. Die Weidefläche grenzte direkt an die Elbe,
die Tiere hatten über einen kleinen Sandstrand jederzeit direkten Zugang zum
Elbwasser. Des Weiteren bestand für diese Färsen auch die Möglichkeit, Wasser aus
zwei auf der Weide befindlichen Wasserstellen (Bracks) aufzunehmen. Diese
„Tränkwasser-Versorgungssituation“ wurde bewusst toleriert, um ein „worst case-
Szenario“ zu initiieren. Eine zusätzliche Tränkwasserversorgung bestand, wie bereits
oben erwähnt, nicht. Sowohl die Fläche, die den Tieren in den Jahren 2010 und 2011
69

Material und Methoden
zur Beweidung zur Verfügung stand, als auch die kleinere Fläche im Jahr 2012
wiesen jeweils höher und tiefer gelegene Areale auf. Der Aufwuchs war während der
gesamten Weidesaison für die Versorgung der Tiere stets ausreichend, so dass
keine Zufütterung erforderlich wurde – ausgenommen hiervon: Mineralfutter zur
freien Aufnahme (Eimerleckmasse) und geringe Trockenschnitzel-Mengen.
Die Haltungsbedingungen variierten jedoch für die drei Färsengruppen. In den
Abschnitten 3.2.2.1 bis 3.2.2.3 wird auf die einzelnen Bedingungen näher
eingegangen.
3.2.2.1 Haltungsbedingungen F I
Die Tiere dieser ersten Gruppe verbrachten zwei Weideperioden – in den Jahren
2010 und 2011 – jeweils von Juni bis Oktober im Vordeichbereich der Elbe. Die
übrige Zeit wurden sie im Stall gehalten. Eine Ausnahme hiervon stellten die 5 aus
Bayern zugekauften Tiere dar: Diese kamen im bereits tragenden Zustand auf den
Betrieb und weideten nur eine Saison auf der betriebseigenen Weidefläche (Juni bis
Oktober 2011). Da die Abkalbungen der einzelnen Färsen zum Teil mehrere Wochen
bzw. Monate auseinander lagen, wurde die Gruppe unterteilt: Eine Tiergruppe mit
den etwas früheren Abkalbungsterminen (n = 16) und eine mit etwas späteren
Abkalbungen (n = 9). Ein weiteres Tier der gleichen Gruppe kalbte so zeitversetzt,
dass dieses anfangs (d. h. in den ersten Wochen nach Abkalbung) in einer weiteren,
separierten Bucht stand. Die Buchten dieser Untergruppen befanden sich direkt
nebeneinander im gleichen Stall – lediglich durch Metallgitter voneinander getrennt –
so dass für alle Tiere der Gruppe F I nahezu identische Haltungs- und
Fütterungsbedingungen vorlagen: das Futter, die Einstreu, die Wasserversorgung,
etc. unterschieden sich nicht. Nachdem 25 der insgesamt 26 Tiere bereits
geschlachtet waren, wurde das verbliebene Tier (F I 26/26) für die restliche Zeit vor
seiner Schlachtung mit der zweiten Gruppe von Färsen vergesellschaftet, um eine
Einzeltierhaltung zu vermeiden.
70

Material und Methoden
3.2.2.2 Haltungsbedingungen F II
Die Färsen der zweiten Gruppe standen in den Jahren 2010 und 2011 jeweils von
Juni bis Oktober zusammen mit der Gruppe F I auf der Weide. Die übrigen Monate
verbrachten sie im Stall – getrennt von den Färsen aus F I. Lediglich ein Tier der
ersten Gruppe (F I 26/26) wurde zeitweise in dieser Gruppe im Stall gehalten (s. o.).
Nach der Schlachtung der Tiere F II 1/9 und F II 2/9 - 5/9 erfolgte ein Stallwechsel:
Die verbliebenen Tiere (F I 26/26 und F II 6/9 - 9/9) wurden in den Stall umgestallt, in
dem zuvor die Tiere der Gruppe F I untergebracht waren.
3.2.2.3 Haltungsbedingungen F III
Diese Gruppe von Färsen wurde in den letzten Wochen vor den Abkalbungen in zwei
Untergruppen à 8 Tiere unterteilt. Eine Gruppe („Stallgruppe“) verblieb während der
letzten Sommermonate ihres Lebens im Stall und wurde weiterhin – wie in den
Wintermonaten üblich – mit Grassilage versorgt. Diese „Stallgruppe“ wies nur eine
Weideperiode im Jahr 2011 in den Monaten von Juni bis Oktober auf. Die anderen
8 Tiere („Weidegruppe“) weideten zusätzlich zu der Weidesaison 2011 auch im Jahr
2012 (jedoch nur vom 29.07.2012 bis zum 24.09.2012) im Deichvorland und wiesen
folglich 2 Weideperioden auf.
Stallgruppe
Diese 8 Färsen verblieben während ihres letzten Sommers (2012) im Stall und
wurden weiter mit belasteter Grassilage gefüttert. Die folgenden Tiere bildeten die
Stallgruppe: F III 1/16, 4/16, 6/16, 7/16, 8/16, 9/16, 10/16 und 15/16.
Weidegruppe
Diese 8 Tiere wurden für eine zweite Weideperiode (29.07.2012 – 24.09.2012) unter
„worst case-Bedingungen“ auf der Vordeichfläche an der Elbe gehalten. Sie hatten in
diesem Zeitraum jederzeit freien Zugang zur Elbe und zudem die Möglichkeit,
Wasser über zwei auf der Weide befindlichen Wasserstellen (Bracks) aufzunehmen.
Vor den Abkalbungen wurden die Tiere wieder zurück in den Stall verbracht und
wieder mit den Färsen der Stallgruppe vereint. Die Färsen aus dieser Weidegruppe
waren: F III 2/16, 3/16, 5/16, 11/16, 12/16, 13/16, 14/16 und 16/16.
71

Material und Methoden
3.2.3 Schlachtung der Tiere
Die Schlachtung der Färsen (F I – F III) erfolgte in kleineren Tiergruppen (à 3 – 8
Tiere) zu unterschiedlichen Zeitpunkten, sobald die vorgenutzten Färsen ein
„übliches Schlachtgewicht“ erreicht hatten. Zur Klärung der Fragestellung, wann eine
Futterumstellung (bel. FM unbel. FM) vor der Schlachtung erfolgen muss, um
„unbelastetes“ Rindfleisch (Dioxingehalte < Höchstgehalt) zu erzeugen, variierten die
Zeiträume, in denen die Tiere vor ihrer Schlachtung mit unbelasteten Futtermitteln
versorgt wurden, von 2,75 bis 10 Monaten (siehe 3.2.1). Das Alter der Tiere bei der
Schlachtung variierte in der Gruppe F I von 33 bis 42 Monaten, bei den Färsen aus
F II lag das Alter zwischen 30 und 36 Monaten, die Färsen aus der dritten Gruppe
(F III) wurden mit 33 bis 40 Lebensmonaten geschlachtet. Das Tier, das bis zum Tag
der Schlachtung belastetes Futter erhielt (F0), wies ein Schlachtalter von 33 Monaten
auf. Die Altkühe (AK 1 - 6) waren am Tag der Schlachtung 7 (n = 5) bzw. 8 (n = 1)
Jahre alt. Der Absetzer (A) wurde mit einem Alter von 7 Monaten geschlachtet.
3.3 Probenahme
Wie bereits erwähnt, wurde die Dioxinthematik an der Elbe bereits in früheren
Arbeiten aus dem hiesigen Institut behandelt. Da die darin beschriebenen Methodik
zur Probenahme in dieser Arbeit als Orientierung dienten, ergeben sich bei der
Beschreibung der Probenahme, des –transportes und der -aufbewahrung sowie der
Dioxinanalytik entsprechend Ähnlichkeiten zu vorangegangenen Arbeiten (SCHULZ
2004/2005b, SCHULZ 2005, GUDE 2008).
3.3.1 Bodenproben
Die Durchführung der Probenahme übernahmen Mitarbeiter des Landesamtes für
Bergbau, Energie und Geologie (LBEG Hannover) bzw. Mitarbeiter der
Landwirtschaftskammer Niedersachsen (LWK Niedersachsen). An dieser Stelle sei
allen Beteiligten für die hervorragende Zusammenarbeit gedankt.
Die Bodenprobenahmen (n = 4) erfolgten nach dem von SCHULZ et al. (1993)
beschriebenen radialen Probenahmedesign, da es sich für die Beprobung
72

Material und Methoden
„Stalleinrichtung“:
In dem Stall der Gruppe F II wurde zur Abklärung einer möglichen dl-PCB-
Belastung Holzmaterial von Ständern und Brettern entnommen. Die Probenahme
führten Mitarbeiter der Landwirtschaftskammer Niedersachsen mithilfe eines
Fräskopfes durch.
3.3.3 Futterproben
Um die Dioxinbelastung in den Futtermitteln zu bestimmen und sicherzustellen, dass
die Tiere nach der Futterumstellung auch wirklich nur noch unbelastetes Futter
bekamen, wurden sowohl von den „Stallfuttermitteln“ als auch von dem Aufwuchs der
Weidefläche Proben genommen. Zusätzlich wurden die Futtermittelproben im
institutseigenen Labor auf ausgewählte Inhaltstoffe untersucht.
3.3.3.1 Futtermittel während der Stallhaltung
Während der Stallperiode kamen Grassilagen, Maissilagen, eine Erbsensilage und
Kraftfutter zum Einsatz. Von diesen Futtermitteln wurden repräsentative Proben
gewonnen. Die Probenahme erfolgte auf unterschiedliche Weise entweder durch die
Entnahme von Probenmaterial aus gepressten Wickelballen, durch die Beprobung an
den Anschnittflächen der offenen Silagemieten oder direkt vom Futtertisch. Je eine
Probe wurde zur Dioxinanalytik versandt, eine weitere wurde im institutseigenen
Labor auf ausgewählte Inhaltstoffe untersucht. Bei einem Teil der Futtermittel – die
Probenahme erfolgte durch Mitarbeiter der Landwirtschaftskammer Niedersachsen –
wurde jeweils nur eine Probe entnommen. Hier wurde das bereits vorgetrocknete
und gemahlene Material im Anschluss an die Dioxinanalytik diversen weiteren
Untersuchungen im Institut zugeführt. Bei diesen Proben wurde auf den
Trockensubstanzgehalt (TS-Gehalt) zurückgegriffen, der im Rahmen der
Probenvorbereitung für die Dioxinanalytik bestimmt wurde. Hiervon waren folgende
Proben betroffen: Grassilage 2010, 1. Schnitt; Grassilage 2011, 1. Schnitt;
Maissilage 2010; Maissilage 2011; Erbsensilage 2011; Kraftfutter; Grassilage 2011,
3. Schnitt.
74

Material und Methoden
Die Probenahme der Grassilage 2011, 2.Schnitt (unbelasteter Standort) fand an zwei
unterschiedlichen Tagen statt: Eine Probe wurde im Rahmen einer amtlichen
Probenahme dem Futtertisch entnommen, um diese auf ihren PCDD/F-Gehalt
bestimmen zu lassen, wohingegen die zweite, für die institutseigenen
Untersuchungen bestimmte Probe, 5 Tage später dem selbigen Futtertisch
entnommen wurde. An diesen beiden Tagen befand sich auf dem Futtertisch die
Grassilage sowie etwas Heu (nach Rationsplan ca. 2 % der gesamten Ration) von
einem unbelasteten Standort.
3.3.3.2 Weideaufwuchs
Für die Probenahme auf der Weidefläche wurden drei unterschiedliche Verfahren
(Variante 1a, 1b und 2) angewandt. Diese drei Varianten kamen jeweils einmal zu
„Beginn der Weidesaison“ (25.07.2012 bzw. 9.08.2012) und ein weiteres Mal am
„Ende der Weidesaison“ (18.09.2012) zum Einsatz. Der „Beginn der Weidesaison
2012“ entsprach im Vergleich zu einer üblichen Weidesaison eher der „Mitte der
Weidesaison“, da die Tiere in der Regel bereits im Mai/Juni auf die Weiden gelassen
werden, wie beispielsweise in den Jahren 2010 und 2011.
Zusätzlich zu diesen so gewonnenen 8 Weideaufwuchsproben wurde, noch bevor
die Färsen auf die Weide kamen, eine Probe des Schnittgutes
(Grassilagenherstellung) der mähfähigen Weidefläche gewonnen.
Variante 1a
Variante 1a erfolgte anlehnend an das im Methodenbuch (Band III) der VDLUFA
beschriebene Verfahren, das bereits in den Arbeiten von SCHULZ (2005) und GUDE
(2008) zur Anwendung kam. Die Probenahme erfolgte auf der mähfähigen
Weidefläche (nach dem Einholen des 1. Schnittes) sowohl auf einem höher als auch
einem tiefer gelegenen Areal der Weidefläche 2012. Diese Areale deckten sich mit
denen der „Sommerbodenproben“. Zunächst wurde auf der Weidefläche das
Probenahmefeld bestimmt und abgesteckt: Ein quadratisches Feld von 30 m auf
30 m, d. h. einer Fläche von 900 Quadratmeter. Auf diesem Quadrat wurden 5
parallel zueinander liegende Beprobungsstrecken im Abstand von 7,5 m angelegt.
75

Material und Methoden
Entlang dieser Strecken wurden jeweils 10 Aufwuchsproben (x) im Abstand von ca.
3,3 m – in einer Schnitthöhe von 5 cm – mithilfe einer Rasenkantenschere
genommen. Die so gewonnen 50 Einzelproben wurden zu einer Sammelprobe in
einem sauberen Plastiksack vereinigt.
3,3 m
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
7,5 m
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
30 m
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
30 m
Abbildung 9: Weideaufwuchsprobenahme nach Variante 1a [modifiziert nach SCHULZ (2005) und
GUDE (2008)]
Variante 1b
Aus standortbedingten Gegebenheiten wurde das Probenahmefeld auf der nicht
mähfähigen Weidefläche geändert. Hier wurden die 50 Einzelproben entlang zweier
Probenahmestrecken genommen. Diese Strecken hatten jeweils eine Länge von
30 m und lagen parallel zueinander in einem Abstand von ca. 5 m. Die Einzelproben
wurden entlang dieser Strecken alle ca. 1,2 m – d. h. 25 Probenahmepunkte pro
Strecke – mit einer Rasenkantenschere auch auf einer Höhe von 5 cm
abgeschnitten und zu einer Sammelprobe in einem sauberen Plastiksack
zusammengefügt.
Während der Probenahmen nach Variante 1a + b am „Anfang der Weidesaison“ war
der Himmel unbewölkt, die Sonne schien und es fiel kein Niederschlag. Zu Beginn
der Probenahme war die Weidefläche aufgrund des Tauwassers noch feucht.
Während der Beprobung am „Ende der Weidesaison“ herrschten ähnliche
Bedingungen: Auch hier blieb es niederschlagsfrei, der Himmel zeigte sich sonnig
und wolkig im Wechsel und der Aufwuchs war auch hier in den Morgenstunden
aufgrund des Tauwassers noch feucht.
76

Material und Methoden
Variante 2 („unter Beobachtung“)
Die Entnahme der Weideaufwuchsproben erfolgte hier unter Berücksichtigung des
Grasungsverhalten der Tiere (F III „Weidegruppe“). Auch hier wurden die Proben
mithilfe einer Rasenkantenschere genommen. Die Entnahmepunkte der
Einzelproben wurden durch die von den Färsen besonders bevorzugten Stellen
vorgegeben. Die Probenahmehöhe richtete sich nach der jeweiligen Abbisshöhe
(wie es die „Stoppellängen“ des Aufwuchses nach Beweidung erkennen ließen). Da
die Abbisshöhe sehr unterschiedlich war, variierte die Schnitthöhe zwischen 5 und
20 cm über dem Boden. An keiner Stelle der Weidefläche konnte zum Zeitpunkt der
Probenahme festgestellt werden, dass der Aufwuchs tiefer abgerupft wurde als 5 cm,
so dass die Probenahme auch keine geringere Entnahmehöhe vorsah. Bei dieser
Variante erfolgte weder eine Unterteilung des Probenmaterials in das höher und
tiefer gelegene Areal der Weidefläche, noch wurde eine Unterteilung der gemähten
und ungemähten Fläche vorgenommen. Diese Probe wurde somit von der gesamten
Fläche erstellt, die den Tieren im Jahr 2012 zur Verfügung stand.
Die Beprobungsweise erfolgte zu „Beginn der Weidesaison“ ein wenig verzögert
(2 Wochen später) zu den Probenahmen nach Variante 1a und 1b, da die Tiere
zunächst sichtbare „Abbissspuren“ hinterlassen sollten. Die Wetterlage bei der ersten
Probenahme („Beginn der Weidesaison“) war größtenteils wolkig und sonnig im
Wechsel, jedoch kam zwischenzeitig ein kurzweiliger Nieselregen (ca. 5 Minuten)
auf. Die Beprobung am „Ende der Weidesaison“ erfolgte am gleichen Tag wie die der
Varianten 1a und b unter oben beschriebenen Wetterbedingungen.
Alle Weideaufwuchsproben wurden im Anschluss der Probenahme direkt zum Institut
für Tierernährung transportiert. Hier erfolgte eine homogene Durchmischung des
Probenmaterials, um dies dann in verschlossenen Plastiksäcken bis zu dem Versand
zur Untersuchung auf ihren Gehalt an PCDD/F und dl-PCB bei -20 °C zu lagern. Je
ein Aliquot der Proben diente der Dioxinanalytik, ein weiteres wurde im
institutseigenen Labor auf ausgewählte Inhaltstoffe untersucht.
77

Material und Methoden
Schnittgut für Grassilage 2012:
Der Aufwuchs wurde maschinell auf einer Höhe von 8 cm gemäht. Von der gesamten
gemähten, zur Grassilageherstellung dienenden Fläche wurde aus diversen
Einzelproben des Schnittgutes – entlang der gemähten Bahnen entnommen – eine
möglichst repräsentative Sammelprobe erstellt. Die so gewonnene Probe wurde
verschlossen in einem Plastiksack zum Institut für Tierernährung gebracht, dort
homogen gemischt und bis zum Versand zur Untersuchung bei -20 °C gelagert. Auch
hier wurde ein Aliquot im institutseigenen Labor und ein weiteres im LAVES
(Dioxinanalytik) untersucht.
3.3.4 Milchproben
Die Milch der Tiere wurde zu zwei verschiedenen Zeitpunkten beprobt. Zum einen
wurden Kolostrumproben (1 Tag post partum) genommen, zum anderen erfolgte die
Beprobung von „reifer Milch“ ca. 12 Wochen nach Abkalbung. Die Milchproben
wurden manuell durch den Landwirt unter möglichst sauberen Kautelen direkt in
neue, saubere, braune Glasflaschen mit einem Fassungsvermögen von 500 ml
gemolken und mit einem Plastikverschluss fest verschlossen. Bei der ersten Gruppe
von Färsen (F I) wurden von 6 Tieren sowohl das Kolostrum als auch (von selbigen
Tieren) die sogenannte „reife Milch“ beprobt. Bei den Tieren der Gruppe F II wurden
von dem Kolostrum sowie der „reifen Milch“ aller Tiere, die lebende Kälber zur Welt
brachten (n = 7), Proben genommen. In der Gruppe F III konnte von 14 Tieren
Kolostrum gewonnen werden. Eine Färse (F III 12/16) duldete keine Probenahme,
bei einem weiteren Tier handelte es sich um einen Zwitter. Die „reife Milch“ konnte
von 11 Tieren gewonnen werden. Es wurde versucht, jeweils eine Menge von
mindestens 250 ml zu gewinnen. Da es sich bei den Tieren um erstkalbende junge
Mutterkühe handelte, die es nicht gewohnt waren, gemolken zu werden, erwies sich
die Probenahme bei einigen Tieren zum Teil sehr schwierig, so dass die Milch
einiger Tiere aufgrund der geringen Probenmenge nicht untersucht werden konnte,
sich z. T. auch nicht zur Herstellung einer Sammelprobe eignete oder es gar
unmöglich war, eine Milchprobe zu gewinnen. Alle Milchproben wurden nach ihrer
Entnahme zunächst auf dem Betrieb eingefroren (übliche Gefriertruhe) und gelagert.
Der Transport zum Institut für Tierernährung erfolgte gekühlt. Dort wurden die
78

Material und Methoden
Milchproben bei - 20 °C bis zum Erstellen der Poolproben bzw. bis zur Einsendung
zur Dioxinanalytik gelagert. Zum Erstellen der Poolproben wurde das Kolostrum bzw.
die Milch zunächst aufgetaut. Die Herstellung der Poolproben erfolgte unter
wiederholtem Schwenken der einzelnen Milchproben, um ein Absetzen des Fettes
am Flaschenrand möglichst zu verhindern. Die Sammelproben wurden zunächst
wieder eingefroren, um einen bestmöglich gekühlten Transport zum Labor
(Lebensmittelinstitut [LI], LAVES Oldenburg) zu ermöglichen. Ein Teil der
Milchproben wurde als Individualproben untersucht (s. u.).
Poolprobenherstellung:
Kolostrum der ersten Gruppe von Färsen (Kol. F I): Während zwei Kolostrumproben
(von den Tieren F I 21/26 und F I 19/26) zu einer Sammelprobe (Kol. F I a) vereint
wurden, erfolgte die Dioxinanalytik zweier weiterer Kolostrumproben (Kol. F I b + c;
von den Tieren 24/26 bzw. 17/26) individuell. Bei der Sammelprobe wurde das
Kolostrum beider Tiere zu nahezu gleichen Teilen eingewogen (max. Abweichung
um 0,04 g).
Kolostrum der zweiten Gruppe von Färsen (Kol. F II): Die Poolprobe (Kol. F II) setzte
sich aus den gewonnenen Kolostrumproben zu jeweils gleichen Teilen zusammen
(± 0,29 g).
Kolostrum der dritten Färsengruppe (Kol. F III): Zur Herstellung der Poolprobe der
dritten Gruppe von Färsen wurden 13 der insgesamt 14 gewonnenen
Kolostrumproben zu jeweils gleichen Anteilen (max. Abweichung um 0,14 g) zu einer
Probe (Kol. F III) vereinigt. Eine Kolostrumprobe wurde bewusst nicht mit in die
Sammelprobe gegeben, da diese von einem Tier (F III 13/16) stammte, das bei
Kolostrumprobenahme bereits eine Woche mit unbelasteten Futtermitteln versorgt
wurde, wohingegen sich die anderen beprobten Färsen (F III 1/16, 3/16, 4/16, 5/16,
6/16, 7/16, 8/16, 9/16, 10/16, 11/16, 14/16, 15/16, 16/16) allesamt zu diesem
Zeitpunkt noch vor ihrer Futterumstellung befanden.
„Reife Milch“ F I: Bei den Proben von der „reifen Milch“ der Tiere, bei denen bereits
die Biestmilch gepoolt wurde (s. o.), wurde gleichermaßen verfahren: Auch hier
wurden zwei Individualproben (RM F I b + c) und eine Poolprobe (RM F II a), die sich
79

Material und Methoden
aus zwei Milchproben in gleichen Anteilen (± 0,19 g) zusammensetzte, zur
Dioxinanalytik versandt.
„Reife Milch“ F II: Auch die Proben der „reifen Milch“ (n = 7) wurden zu einer
Sammelprobe (RM F II) vereint. Die Einzelproben wurden auch hier jeweils zu
annähernd gleichen Anteilen eingewogen (± 0,22 g).
„Reife Milch“ F III: Bei der dritten Gruppe von Färsen wurden zwei Sammelproben
aus der „Reifen Milch“ einiger Tiere erstellt. Eine der Poolproben (RM F III a) wurde
mit Milchproben (zu gleichen Anteilen, max. Abweichung um 0,23 g) von 4 Tieren
erstellt, die im Laufe der ersten 11 - 13 Laktationswochen die höchsten
Körpermassenzunahmen zeigten (F III 5/16, 9/16, 10/16 und 12/16). Die andere
Probe (RM F III b) bestand aus der „reifen Milch“ von 4 Tieren (jeweils die gleiche
Menge, Abweichung max. um 0,48 g), die während dieser ungefähr 12wöchigen
Laktationsdauer die größten Körpermassenverluste zeigten (F III 6/16, 8/16, 14/16,
15/16).
3.3.5 Muskulatur und Leber
Zur Bestimmung der PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Schlachtkörpern erfolgte
die Beprobung von Muskulatur und Leber aller Färsen (F I, F II, F III:
n = 26 + 9 + 16 = 51) im Schlachthof. Aus Gründen der Lebensmittelsicherheit bzw.
des Verbraucherschutzes wurden die Schlachtkörper und die Schlachtprodukte bis
zum Eintreffen der Ergebnisse auf dem Schlachthof „vorläufig beschlagnahmt“. So
konnte garantiert werden, dass nur „unbedenkliche“ Produkte (d. h. mit
Dioxingehalten unter Höchstgehalt) in die Lebensmittelkette gelangten. Zudem
erfolgten auch die Probenahmen (Muskulatur und Leber) bei den Altkühen (AK 1 – 6)
und bei dem Absetzer (A) auf dem Schlachthof. Die Färse F 0 wurde im Rahmen
einer Hausschlachtung beprobt. Die Beschreibung der Probenahme (Muskulaturund
Leberproben) bei den zwei totgeborenen Kälbern, die am Institut für
Tierernährung stattfand, findet sich unter 3.3.6.
3.3.5.1 Muskulatur
Die Beprobung erfolgte entweder an der Stichstelle am Hals oder an der dorsalen
Unterarmmuskulatur. Bei den ersten sieben Schlachttieren der ersten Gruppe von
80

Material und Methoden
Färsen (F I 1/26 - 7/26) erfolgte die Beprobung im Bereich der Stichstelle am Hals,
um einen Wertverlust der Schlachtkörper weitestgehend zu verhindern. Jedoch
zeigte sich, dass diese Proben durch den höheren Bindegewebsanteil in der
Probenaufarbeitung, die vor der Dioxinanalytik notwendig war, sehr aufwändig
waren. Bei den darauf folgenden Schlachttieren (F I 8/26 - 26/26, F II 1/9 - 9/9 und
F III 1/16 - 16/16) wurde die dorsale Unterarmmuskulatur zur Probenahme
herangezogen. Auch bei den Altkühen und dem Absetzer wurde die dorsale
Unterarmmuskulatur beprobt. Bei diesen Tieren erfolgten die Probenahmen jedoch
durch das Schlachthofpersonal. Abweichungen der Probenahme gab es zudem im
Rahmen der Hausschlachtung: Hier wurde die Probe aus dem Fleisch mehrerer
Muskelpartien aus der Oberschenkelmuskulatur des Tieres (Färse F 0) gewonnen.
Die Rindfleischproben mit einem Gewicht von je ca. 1,5 kg wurden direkt bei der
Probenahme einzeln in neue, saubere, individuell gekennzeichnete Plastiksäcke
überführt, verschlossen und bis zur Dioxinanalytik kühl gelagert. Bei den auf den
Schlachthöfen gewonnenen Proben begann die Probenaufbereitung, die einer
Untersuchung auf den Dioxin- und dl-PCB-Gehalt vorausging, stets am Folgetag.
3.3.5.2 Leber
Bei jedem Schlachttier wurde vor dem Verwerfen der Leber (Status Risikobetrieb:
d. h. die Lebern werden verworfen, sofern keine Untersuchungsergebnisse von
Individualproben vorliegen, die Gehalte unterhalb der zulässigen Höchstgehalte
aufweisen) eine Probe von mindestens 1 kg aus dem seitlichen Leberlappen
genommen und direkt in einen neuen, sauberen, individuell gekennzeichneten
Plastiksack überführt, der direkt verschlossen wurde. Die Leberproben der Gruppen
F I, F II und F III wurden zunächst gekühlt zum Institut für Tierernährung transportiert
und dort bei -20 °C gelagert. Zur Untersuchung auf die PCDD/F- und dl-PCB-
Belastung der Lebern wurden die Leberproben aufgetaut und in Sammelproben
vereinigt. Bei der ersten Färsengruppe gingen zwei Poolproben in die Dioxinanalytik.
Eine davon (F I L a) wurde aus den Leberproben von 3 Tieren zusammengestellt, die
im tragenden Zustand aus Bayern zugekauft wurden (F I 8/26, F I 9/26, F I 12/26).
Die zweite Leberpoolprobe (F I L b) bestand aus dem Lebergewebe von 4 Färsen,
die seit ihrer Geburt auf dem Betrieb lebten (F I 10/26, F I 11/26, F I 13/26,
81

Material und Methoden
F I 14/26). Die hier genannten Tiere erhielten vor ihrer Schlachtung über einen
Zeitraum von 3,5 Monaten unbelastete Futtermittel.
Bei der zweiten Gruppe von Färsen wurden ebenfalls zwei Leberpoolproben
gewonnen. Eine der Sammelproben (F II L a) enthielt Lebergewebe von 5 Tieren,
die vor ihrer Schlachtung 5 (n = 1, F II 1/9) bzw. 7 Monate (n = 4; F II 2/9 – F II 5/9)
mit unbelastetem Futter versorgt wurden. Für die zweite Poolprobe (F II L b) wurden
die Leberproben einer Gruppe aus 4 Tieren (F II 6/9 – F II 9/9) verwendet, deren
Fütterung bereits 9,5 Monate vor ihrer Schlachtung auf unbelastetes Futter
umgestellt wurde.
Bei der Gruppe F III gingen zwei Leberpoolproben in die Dioxinanalytik. Eine Probe
(F III L a) enthielt die Lebern von 2 Färsen (F III 1/16, F III 4/16), die vor ihrer
Schlachtung über 2,75 Monate mit unbelasteten Futtermitteln versorgt wurden. Beide
Tiere wiesen vor ihrer Schlachtung keine Laktation auf (Totgeburten). In die andere
Lebersammelprobe (F III L b) wurde das Lebergewebe zweier Tiere gepoolt
(F III 9/16, F III 15/16), die nahezu ein halbes Jahr (5,75 Monate) mit unbelastetem
Futter versorgt wurden. Sie wiesen beide eine mehrmonatige Laktation auf.
Für die Herstellung der Sammelproben wurde das Leberprobenmaterial jeweils zu
gleichen Anteilen eingewogen. Die Einwaagen der einzelnen Leberproben wichen
um maximal 0,5 g voneinander ab. Die Poolproben wurden danach zunächst
eingefroren, um sie während des Transports bestmöglich kühl zu halten.
Die Leberproben der Altkühe und des Absetzers wurden nach ihrer Entnahme direkt
zur Dioxinanalytik verbracht und individuell untersucht. Die Leberprobe von dem
„Kontrolltier“ F 0 wurde nach Gefrierlagerung im Betrieb und im Institut als
Individualprobe auf ihren PCDD/F- und dl-PCB-Gehalt untersucht.
3.3.6 Totgeborene Kälber
Die Probenahme (Muskulatur und Leber) bei den zwei totgeborenen Kälbern wich
von den oben beschriebenen Verfahren ab: Die Entnahme der Proben erfolgte am
Institut für Tierernährung. Um die Leberproben zu gewinnen, wurden die Tierkörper
im gefrorenen Zustand unterhalb des Rippenbogens durchgesägt und die Lebern
den Bauchhöhlen entnommen. Da an den dorsalen Unterarmen nicht ausreichend
Muskulatur für die Probenahme vorhanden war, wurde die Probe aus den
82

Material und Methoden
Hintergliedmaßen entnommen. Hierzu wurden zunächst die Haut und das
Unterhautgewebe mithilfe eines Skalpells vorsichtig von der lateralen
Oberschenkelmuskulatur gelöst und zur Seite gelegt. Aus der Muskulatur (M.
gluteobiceps) wurde dann mithilfe eines sauberen Messers eine Probe mit einem
Gewicht von ca. 400 g entnommen. Sowohl die Leber- als auch Muskulaturproben
wurden zunächst einzeln in einen sauberen, neuen, individuell gekennzeichneten
Plastiksack überführt, verschlossen und bei -20 °C aufbewahrt. Vor der
Dioxinanalytik fand die Herstellung von Poolproben (eine Leber- und eine
Muskulatursammelprobe) statt. Nach dem vollständigen Auftauen, wurde das Leberbzw.
Muskelgewebe beider totgeborenen Kälber zu gleichen Teilen
(maximal ± 0,18 g) eingewogen und zu den Sammelproben vereinigt. Auch diese
Poolproben wurden vor ihrem Versand zur Dioxinanalytik eingefroren, um einen
gekühlten Probentransport zu ermöglichen.
3.4 Probenaufbewahrung/-transport
Die Boden- und „Betriebsproben“ wurden für den Transport verschlossen und in
ungekühltem Zustand transportiert. Auch die Futtermittelproben wurden ungekühlt
und verschlossen transportiert und – wie oben beschrieben – bis zu ihrer
Untersuchung bei - 20 °C gelagert. Die entnommenen Milch-, Muskulatur- und
Leberproben wurden während der Transporte vom Betrieb bzw. Schlachthof zum
Institut bzw. Dioxinanalyselabor (Lebensmittelinstitut (LI) des LAVES in Oldenburg)
oder vom Institut zum LAVES (LI) mithilfe von Kühlakkus oder Trockeneis gekühlt.
Die Probenaufbewahrung erfolgte am Institut für Tierernährung bei -20 °C bzw.
zeitweise auch in der Tiefkühltruhe des Betriebs. Während der Zeit des Auftauens
(Milch- und Leberproben zum Zweck der Poolprobenherstellung) wurden die Proben
zeitweise bei Kühlschranktemperatur im Kühlraum des Instituts oder in einem
handelsüblichen Kühlschrank des Instituts untergebracht. Dabei waren die Proben
stets verschlossen und vor äußerer Kontamination geschützt.
83

Material und Methoden
3.5 Untersuchungen
Bodenproben:
Die vier Bodenproben wurden im Institut für Boden und Umwelt der
Landwirtschaftlichen Untersuchungs- und Forschungsanstalt (LUFA) Nord-West in
Hameln auf ihre PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte untersucht.
„Betriebsproben“:
Die Dioxinanalytik (PCDD/F und dl-PCB) erfolgte bei der „Betriebskehricht“-Probe
ebenso im Institut für Boden und Umwelt, LUFA Nord-West (Hameln). Das
„Stallmaterial“ wurde zur Untersuchung auf den dl-PCB-Gehalt zu einem privaten
akkreditierten Untersuchungslabor (Eurofins GfA Lab Service GmbH, Hamburg)
gegeben.
Futtermittel:
Die Futtermittel wurden im LAVES (LI, Oldenburg) auf ihre PCDD/F- und dl-PCB-
Belastung untersucht. Am Institut für Tierernährung erfolgte zudem eine Bestimmung
ausgewählter Inhaltstoffe (siehe 3.6.1).
Tierproben:
Sämtliche Tierproben (Kolostrum, „Reife Milch“, Muskulatur, Leber) gingen nach
Oldenburg an das LAVES (LI) und wurden dort ebenso einer Dioxinanalytik
unterzogen.
3.6 Untersuchungsmethoden
Da sich die im Institut angewandten Untersuchungsmethoden in den letzten Jahren
kaum verändert haben, kann die Beschreibung der Methodik anderen Arbeiten aus
dem Institut für Tierernährung stellenweise ähneln bzw. sich gegebenenfalls in
manchen Abschnitten gleichen. Auch die Dioxinanalytik hat über die letzten Jahre
keine gravierenden Änderungen erfahren, so dass auch hier Parallelen zu anderen
Arbeiten unvermeidbar sind.
84

Material und Methoden
3.6.1 Analyse ausgewählter Inhaltstoffe in Futtermitteln
Die Analytik der Futterproben erfolgte gemäß der im Methodenbuch III der VDLUFA
(NAUMANN et al. 1976) – einschließlich der Ergänzungen bis 2012 – beschriebenen,
bzw. der in hiesigem Institut gängigen, davon abweichenden und hier beschriebenen
Verfahren.
Bei einem Teil der Proben erfolgte die Untersuchung im institutseigenen Labor mit
bereits vorgetrockneten, gemahlenen Proben bzw. mit Probenmaterial, das an einem
anderen Tag als das für die Dioxinanalytik bestimmte Probenmaterial gewonnen
wurde (siehe Details unter 3.3.3.1). Bei den Weideaufwuchsproben wurden
zusätzlich zu den Proben, die im institutseigenen Labor den Untersuchungen
zugeführt wurden, auch die für die Dioxinanalytik verwendeten Probenaliquote auf
ihre Gehalte an Rohasche und HCl-unlöslicher Asche untersucht. Der Grund hierfür
war ein „Ausreißerwert“ bei der Dioxingehaltbestimmung des Weideaufwuchses. Die
zusätzliche Bestimmung der Aschegehalte sollte klären, ob die Probenaliquote
andere Kontaminationsgrade aufwiesen.
Trockensubstanz (TS)
Um den Gehalt der Trockensubstanz zu bestimmen, wurde die Probe vor der
Trocknung im Trockenschrank in einer gewichtskonstanten, austarierten
Aluminiumschale eingewogen. Die Probe verblieb über Nacht im Trockenschrank bei
einer Temperatur von 103 °C. Die Probe wurde nach ihrem Abkühlen im Exsikkator
erneut gewogen und die Trockensubstanz dann rechnerisch als Differenz von der
Ein- und Auswaage ermittelt.
Die nachfolgend beschriebenen Analysen erforderten Probenmaterial in
gemahlenem Zustand. Da der Mahlvorgang unter Umständen mit einer
Wasserbindung einhergehen konnte, wurde eine erneute Trockensubstanzermittlung
nach dem Vermahlen durchgeführt („2. TS“), um eine möglicherweise hierdurch
entstandene „Wertverfälschung“ am Ende rechnerisch berücksichtigen zu können.
Zur Bestimmung dieser „2. TS“ wurden ungefähr 3 g des gemahlenen
Probenmaterials in einem gewichtskonstanten Porzellantiegel mit Deckel
85

Material und Methoden
eingewogen und bis zur Massenkonstanz – bzw. mindestens 5 Stunden – bei 103 °C
getrocknet. Das erneute Wiegen der Probe erfolgte nach ihrer vollständigen
Abkühlung (im Exsikkator). Auch hier erfolgte die Bestimmung der Trockensubstanz
rechnerisch anhand der Werte von Ein- und Auswaage.
Bei einem Teil der Futterproben (siehe 3.3.3.1) wurde der TS-Gehalt im
Futtermittelinstitut des LAVES (in Stade) bestimmt. Bei diesen bereits getrockneten
und gemahlenen Futtermitteln erfolgte, bevor sie weiteren Untersuchungen am
institutseigenen Labor zugeführt wurden, nur die Bestimmung der „2. TS“.
Rohasche (Ra) und HCl-unlösliche Asche
Circa 3 g des gemahlenen Probenmaterials wurden bei einer Temperatur von 600 °C
in einem Muffelofen über 7 Stunden verascht. Der Wert der Rohasche ließ sich dann
auch wieder rechnerisch aus der Differenz von Ein- und Auswaage (nach
vollständigem Auskühlen im Exsikkator) bestimmen.
Für die Bestimmung der in Salzsäure unlöslichen Asche (HCl-unlösliche Asche)
wurden ca. 3 g Probenmaterial (gemahlen) in einen mit Salzsäure ausgekochten,
gewichtskonstanten Tiegel eingewogen und bei 500 °C im Muffelofen über 7 Stunden
verascht. Anschließend wurde das Material mit 5 ml 37%iger Salzsäure eingekocht,
danach mit 7,5%iger Salzsäure erneut aufgekocht und mit heißem, tridestilliertem
Wasser über einen Schwarzbandfilter (Rundfilter Schwarzband 589/1, Ø 90 mm Fa.
Schleicher und Schuell Micro Science GmbH, Dassel) filtriert. Dieser wurde so lang
mit tridestilliertem Wasser gespült, bis der Silberchloridionen-Nachweis negativ
ausfiel. Im Anschluss wurde der Filter (mit dem darin befindlichen Probenmaterial) in
den entsprechenden Tiegel gelegt und über 7 Stunden bei 600 °C im Muffelofen
verascht. Der Gehalt an HCl-unlöslicher Asche wurde auch hier rechnerisch anhand
der Ein- und Auswaagen bestimmt.
Rohprotein (Rp)
Die Bestimmung des Rp-Gehaltes erfolgte gemäß des im Methodenbuch III
(NAUMANN et al. 1976, einschließlich der Ergänzungen bis 2012) der VDLUFA
86

Material und Methoden
beschriebenen amtlichen Verfahrens zur chemischen Untersuchung von
Futtermitteln mittels Weender Analyse. Als Methodik kam die DUMAS
Verbrennungsmethode zum Einsatz (verwendetes Gerät: Elementar Vario Max CNS,
Fa. Elementar Analysensysteme GmbH, Hanau).
Rohfaser (Rfa)
Vom Probenmaterial wurden 0,5 g in einem Glasfiltertiegel eingewogen und in ein
Rohfasergerät (Fibertec 2010 Hot Extractor, Fa. Foss Tecator AB, Höganäs,
Schweden) überführt. Die Analysensubstanz kochte dann erst in ca. 150 ml
1,25%iger Schwefelsäure (H 2 SO 4 ) für 30 Minuten, um danach weitere 30 Minuten in
der etwa gleichen Menge 1,25%iger Natronlauge (NaOH) erneut gekocht zu werden.
Der hierbei angefallene Rückstand wurde mit heißem, destilliertem Wasser gespült.
Im Anschluss erfolgten eine Trocknung des Glasfiltertiegels bei 105 °C, die
Abkühlung im Exsikkator und das Wiegen. Zur Bestimmung des aschefreien Rfa-
Anteils wurde das Probenmaterial bis zur Gewichtskonstanz bei ungefähr 500 °C im
Muffelofen belassen und das nach dem Glühen übrig gebliebene Material gewogen.
Nun ließ sich der Rohfasergehalt rechnerisch aus der Differenz beider Gewichte
bestimmen: „Gewicht des Tiegels nach der Trocknung minus dem Tiegelgewicht
nach der Veraschung“.
Mengen- und Spurenelemente:
Um die Mengenelemente Kalzium, Magnesium, Phosphor, Natrium und Kalium sowie
die Spurenelemente Kupfer, Zink, Eisen und Mangan in den Futtermitteln zu
analysieren, erforderte es zunächst der Herstellung einer Aschelösung. Dies erfolgte
im Rahmen einer Mikrowellenveraschung. Dazu wurden 0,5 g der zu
untersuchenden, gemahlenen Probe mit 10 ml 65%iger Salpetersäure (HNO 3 ) und
2 ml 30%iger Wasserstoffperoxidlösung (H 2 O 2 ) versetzt und circa 30 Minuten in einer
dafür speziell vorgesehenen Mikrowelle (MLS 1200 MEGA, Fa. Milestone Inc.,
Shelton, USA) erhitzt, um die organische Substanz im Probenmaterial zu zerstören.
Nach dem Abkühlen wurde die Aschelösung unter Verwendung von tridestilliertem
Wasser in einen Messkolben filtriert (über einen Rundfilter Schwarzband 589/1, Ø 90
87

Material und Methoden
mm Fa. Schleicher und Schuell Micro Science GmbH, Dassel), auf ein Volumen von
50 ml mit tridestilliertem Wasser aufgefüllt und in eine Kunststoffflasche umgefüllt.
Die so gewonnene Probe konnte dann den weiteren Analysen zugeführt werden.
Kalzium (Ca), Magnesium (Mg):
Um einen Effekt von Störionen zu vermeiden, war es zunächst von Nöten, die
Aschelösung mit einer 0,5%igen Lanthanchloridlösung zu verdünnen. Diese
verdünnte Lösung ließ sich im Anschluss mit dem Verfahren der
Atomabsorptionsspektrometrie (Atomabsorptionsspektrometer AA SOLAAR
Spectrometer, Fa. Thermo Elemental, Cambridge, UK) analysieren. Beim Verfahren
von SLAVIN (1968) wird die Aschelösung in einer Azetylen-Luft-Flamme fein
zerstaubt, so dass Ionen in ihren atomaren Zustand überführt werden. Da diese
Atome eine für sich charakteristische Wellenlänge besitzen, konnte man aufgrund
der Absorption die Konzentrationen von Kalzium bzw. Magnesium getrennt
bestimmen.
Phosphor (P):
Die Bestimmung des Phosphorgehaltes der Futtermittel erfolgte mit der zuvor
hergestellten Aschelösung kolorimetrisch mittels Spektralphotometrie nach
GERICKE und KURMIES (1952) unter Anwendung der Vanadat-Molybdat-Methode.
Hierzu wurde zunächst ein Reagenziengemisch hergestellt, das sich aus drei zuvor
hergestellten Lösungen zusammensetzte. Eine der Lösungen enthielt ein Gemisch
aus 333 ml 65%iger Salpetersäure und 666 ml tridestilliertem (tridest.) Wasser. Eine
weitere Lösung setzte sich aus 2,5 g Ammoniumvanadat, das zunächst in ca. 500 ml
heißem tridest. Wasser gelöst wurde. Nach dem Abkühlen wurde dieses Gemisch
mit 20 ml konzentrierter Salpetersäure versetzt und dann mit tridest. Wasser auf ein
Volumen von einem Liter aufgefüllt. Die dritte Lösung enthielt 50 g
Ammoniummolybdat, das bei einer Temperatur von ca. 50 °C zunächst in ca. 800 ml
tridest. Wasser gelöst wurde. Auch hier wurde die Lösung auf 1 Liter mit Wasser
(tridest.) aufgefüllt. Alle drei Lösungen wurden dann vereinigt. Dieses
Reagenziengemisch wurde zu je 10 ml in mehrere 50 ml Kolben gegeben: Einer der
88

Material und Methoden
Kolben wurde mit tridest. Wasser bis zur Eichmarke aufgefüllt und diente als
Nullwert. In je zwei weitere Kolben wurde zur Herstellung je zweier Standards je eine
kleinere bzw. größere Menge Stammlösung zugegeben, die eine definierte Menge
Phosphor enthielt und auch mit Wasser (tridest.) auf 50 ml aufgefüllt wurde. In zwei
weitere Kolben (außer dem Null-Wert erfolgten die Untersuchungen im
Doppelansatz) wurde so viel der Probe-Aschelösung gegeben, bis der Farbton
zwischen den beiden Standards lag und dann auch bis zur Eichmarke mit
tridestilliertem Wasser versetzt. Anhand dieser Lösungen konnte dann – nach einer
Wartezeit von 30 Minuten – der darin enthaltene Phosphorgehalt (über die Bildung
einer gelben Komplexverbindung) mithilfe eines Photometers (Spektralphotometer
CADAS 100, Fa. Dr. Lange GmbH, Düsseldorf) bei einer Wellenlänge von 365 nm
bestimmt werden.
Natrium (Na) und Kalium (K):
Hier erfolgt eine Analyse nach der von SCHUHKNECHT und SCHINKEL (1963)
beschriebenen Methode mit Hilfe eines Atomabsorbtionsspektrometer
(Atomabsorbtionsspektrometer AA SOLAAR Spectrometer, Fa. Thermo Elemental,
Cambridge, UK). Vor dem Einbringen der zu detektierenden Lösung, muss die
Aschelösung durch Zugabe von Cäsiumchlorid-Aluminiumnitratlösung verdünnt
werden. In diesem Lösungsgemisch werden durch Erreichen sehr hoher
Temperaturen die Außenelektronen auf ein höheres Energieniveau gehoben. Wenn
sie dieses Energieniveau wieder verlassen, geben die Atome ihre Energie als
Lichtquanten ab. Die photometrisch zu erfassende Lichtintensität ist dabei
proportional zur Konzentration des Elementes in der untersuchten Probe.
Chlorid (Cl)
2,5 g gemahlenes Probenmaterial (bzw. 5 g bei der Kraftfutterprobe) wurden in
einem, etwa zur Hälfte mit destilliertem Wasser gefüllten Messkolben (50 ml
Volumen) in einen Rüttler eingespannt und in etwa 30 Minuten geschüttelt. Danach
wurde der Kolben bis zur Eichmarke mit destilliertem Wasser aufgefüllt, geschüttelt
und ein Teil dieses Gemisches bei 3000 Umdrehungen pro Minute für eine Dauer
89

Material und Methoden
von 15 Minuten zentrifugiert. Der hierdurch gebildete Überstand wurde dann für die
Chloridgehaltsmessung verwendet. Diese erfolgte nach dem Prinzip der
Fällungstitration (Chlorid Analyzer 925, Fa. Corning Ltd., Halstead,
Essex/Großbritannien). Aufgrund des Coulomb`schen Prinzips kommt es bei einem
konstanten Stromfluss zwischen zwei Elektronen zur Abgabe einer konstanten
Menge an Silberionen in die Lösung, in der sie als Silberchlorid nach deren
Verbindung mit den darin enthaltenen Chloridionen ausfallen. Sobald alle
vorhandenen Chloridionen in der Lösung „verbraucht“ sind, steigt die Leitfähigkeit in
der Lösung sprunghaft an, was das Gerät dazu veranlasst, die Titration zu beenden.
Der Chloridgehalt kann dann mit Hilfe einer Formel errechnet werden.
Schwefel (S):
Die Bestimmung des Schwefelgehaltes in den Futtermittelproben erfolgte im Rahmen
der Rohproteinbestimmung (s. o.).
Kupfer (Cu), Eisen (Fe), Zink (Zn), Mangan (Mn):
Diese Gehalte wurden unter Verwendung der oben bereits beschriebenen Methode
der Atomabsorptionsspektrometrie (siehe Kalzium und Magnesium) untersucht.
Jedoch erfolgte die Messung entweder direkt aus der Aschelösung oder, falls
erforderlich, nach einer Verdünnung der Aschelösung mit tridestilliertem Wasser.
3.6.2 PCDD/F- und dl-PCB-Analytik
Die Bestimmungen der PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Proben der
verschiedenen Matrizes erfolgten allesamt in akkreditierten Laboratorien. Die
„Dioxinanalytik“ der Futtermittel- und Tierproben wurde am Lebensmittelinstitut (LI)
des Niedersächsischen Landesamtes für Verbraucherschutz und
Lebensmittelsicherheit (LAVES) durchgeführt. An dieser Stelle seien explizit Frau Dr.
Bruns-Weller und Frau Dr. Knoll namentlich erwähnt: Ihnen gilt ein besonderer Dank
für die hervorragende Zusammenarbeit. Die Untersuchungen der Bodenproben
erfolgten am Institut für Boden und Umwelt der Landwirtschaftlichen Untersuchungsund
Forschungsanstalt (LUFA) in Hameln. Hier gilt der Dank Herrn Dr. Appuhn für
90

Material und Methoden
die Untersuchungen der Bodenproben sowie der Kehrichtprobe. Die Bestimmung der
dl-PCB-Gehalte im „Stallmaterial“ wurde als Dienstleistung bei Eurofins GfA Lab
Service GmbH, Hamburg durchgeführt.
3.6.2.1 Boden
Die Untersuchung der Bodenproben, die der Weidefläche im Vordeichbereich der
Elbe entnommen wurden, erfolgte nach der üblichen Methodik, die auch für die
Untersuchung der im Rahmen amtlicher Probenahmen genommenen Bodenproben
Verwendung findet. Das Verfahren findet sich im Methodenbuch der VDLUFA VII, 4.
Aufl. 2011, im Kapitel 3.3.2.3: „Bestimmung polychlorierter Dibenzo-p-dioxine
(PCDD) und polychlorierter Dibenzofurane (PCDF) sowie ausgewählter coplanarer
polychlorierter Biphenyle (non-otho PCB) in Böden, Klärschlämmen und Komposten“
(APPUHN, persönliche Mitteilung vom 9. Juli 2013).
3.6.2.2 Futtermittel
Die Bestimmung der PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Futtermitteln erfolgte
durch ein gaschromatographisches/massenspektrometrisches Verfahren. In den
folgenden Abschnitten sei ein Überblick über die zeit- und arbeitsintensiven
Analysenmethoden gegeben.
Den feuchten Futtermittelproben (beispielsweise Weideaufwuchs, Gras- oder
Maissilageproben) musste zunächst die Feuchtigkeit entzogen werden. Hierzu wurde
das Probenmaterial auf Alufolie ausgebreitet und an der Luft getrocknet. Den
Untersuchungen wurde stets das gesamte getrocknete Probenmaterial zugeführt,
d. h. inklusive der während des Trocknungsprozesses eventuell angefallenen, sich
von den Futterproben abgesetzten Verunreinigungen (z. B. Sand und/oder Erde).
Das Probenmaterial wurde nach dem Trocknen in einer Schneidemühle zerkleinert
und homogenisiert. Von dem homogenisierten Probenmaterial wurden 20 bis 25 g
entnommen und mit Diatomeenerde vermengt. Diesem Gemisch wurden ca. 4 g
(Weideaufwuchs, Silage) bzw. ca. 25 g (Kraftfutter) entnommen, in ein ASE-
Röhrchen gegeben und mit 13 C 12 -markierten PCDD/F- und dl-PCB-Surrogate-
Standardlösungen versetzt. Diese Standards dienten dazu, die nativen, in der Probe
91

Material und Methoden
zu bestimmenden Dioxine bzw- dl-PCB quantifizieren zu können und mögliche
Verluste, die eventuell im Rahmen der Probenverarbeitung (v. a. bei der
Fettextraktion) auftreten konnten, berücksichtigen zu können. Die Extraktion des im
Futtermittel enthaltenen Fettes wurde mithilfe eines ASE-Gerätes (Accerelated
Solvent Extraction, Thermo Scientific Dionex) durchgeführt. Dieses Gerät versetzte
das Probenmaterial mit einem Gemisch aus Toluol und Ethanol (Verhältnis 70 : 30)
und stellte unter Hitze (120 °C) unter einem konstantem Druck (ca. 10 MPa) eine
Extraktionslösung her. Diese wurde in einen Rundkolben überführt und an einem
Rotationsverdampfer eingeengt. Als weiterer Schritt schloss sich nun die
Matrixzerstörung an. Hierzu wurde die Probenlösung auf eine mit n-Hexan
vorgespülte Mischphasen-Chromatographiesäule gegeben und mit n-Hexan eluiert.
Mithilfe von einem Syncoregerät und mittels Einengung unter N 2 -Einstrom erfolgte
eine Umarbeitung des Eluats auf n-Hexan. Die Aufreinigung bzw. Trennung der
PCB-Fraktion und PCDD/F-Fraktion im Eluat erfolgte mithilfe einer Florisilsäule. Die
PCDD/F-Fraktion wurde dann mithilfe säulenchromatographischer Schritte –
zunächst unter Verwendung einer Silbernitrat/Kieselgel-Säule, danach mittels einer
Aluminiumsäule – aufgereinigt. Das PCB-Eluat wurde mithilfe einer HPLC (High
Performance Liquid Chromatography) in 3 verschiedene Fraktionen aufgetrennt: In
einer Fraktion befanden sich die mono-ortho-PCB, in einer weiteren die non-ortho-
PCB. Die dritte Fraktion, welche die di-ortho-PCB enthielt, wurde verworfen, da die
sogenannten „Indikator-PCB“ nicht mit bestimmt wurden. Sowohl dem PCDD/F- als
auch dem dl-PCB-Eluat wurden dann vor der Messung noch einmal markierte
Standards zugesetzt. Diesmal handelte es sich um eine interne Standardlösung, die
dazu diente, die Wiederfindungsraten der Surrogate-Standards bestimmen zu
können. Es wurde eine Wiederfindungsrate von 60 – 120 % festgelegt. Wurde diese
bei den einzelnen Kongeneren nicht erzielt, erfolgte eine Wiederholung der Messung.
3.6.2.3 Proben von Tieren (Kolostrum, Milch, Muskulatur, Leber)
Auch die Dioxinanalytik (PCDD/F + dl-PCB) in den Kolostrum-, Milch-, Muskulaturund
Leberproben erfolgte mittels Gaschromatographie/Massenspektrometrie. Die
Methodik der Probenaufarbeitung war aber zunächst nicht identisch mit der oben
Beschriebenen.
92

Material und Methoden
Kolostrum- und Milchproben:
Sowohl die Kolostrumproben als auch die der „reifen Milch“ wurden zunächst
zentrifugiert, um den für die Analytik benötigten Rahm abzutrennen. Der Rahm
wurde im Anschluss daran mit Natriumsulfat (Na 2 SO 4 ) verrieben, bis ein rieselfähiges
Pulver vorlag. Auch diesem Probenmaterial wurden aus dem oben genannten Grund
wieder 13 C 12 -markierte PCDD/F- und dl-PCB-Standards (Surrogate-Standardlösung)
zugegeben. Dieses pulverförmige Material wurde dann auf eine
Chromatographiesäule gebracht und mit einem Lösungsmittelgemisch aus n-Hexan
und Aceton (Mischverhältnis 2 : 1) eluiert, um das in der Probe enthaltene Fett zu
extrahieren. Nach dieser Fettextraktion wurde das Lösungsmittel durch einen
Rotationsverdampfer verdampft und der Fettgehalt des Probenmaterials durch
Gravimetrie bestimmt. Der Rückstand wurde dann zunächst in n-Hexan gelöst.
Dieses Gemisch wurde dann, wie bereits bei den Futtermitteln beschrieben, auf eine
Mischphasensäule gegeben, um die mitextrahierten Matrixbestandteile bzw. das Fett
zu zerstören. Ab hier glich das Verfahren dem oben bereits beschriebenen.
Muskulatur und Leberproben:
Die Muskulatur- und Leberproben wurden – nachdem diese bei Bedarf zunächst
aufgetaut wurden – mithilfe einer Moulinette zerkleinert. Bei den Muskulaturproben
erfolgte stets die Bestimmung des Fettgehaltes in der Probe (aufgrund der
rechtlichen Vorgaben dürfen Dioxingehalte nur in Proben mit einem Fettgehalt über
2 % in pg/g Fett angegeben werden; bei Proben, die unter diesem Fettgehalt liegen,
sind die Ergebnisse stets auf das Frischgewicht der Probe zu beziehen). Hierzu
unterschied sich die angewandte Fettextraktion nicht von der, die bei der
Vorbereitung zur Dioxinanalytik angewandt wurde (siehe oben). Lediglich wurden für
die Bestimmung des Fettgehaltes dem Probenmaterial keine markierten Standards
zugegeben. Mit dem Probenmaterial (Muskulatur bzw. Leber) wurde dann so
verfahren, wie bereits bei den Milchproben beschrieben.
93

Material und Methoden
3.7 Körpermassenbestimmung der Tiere
Die Bestimmung der Lebendgewichte der vorgenutzten Färsen aus den Gruppen F I,
F II und F III erfolgte mithilfe einer transportablen Viehwaage (Hersteller: Waagen
Sander) auf dem Versuchsbetrieb. Erhoben wurden die Färsengewichte an den
Tagen der Kolostrum- und Milchprobenahmen sowie an einem zusätzlichen Datum,
das zwischen diesen beiden Terminen lag. Ausnahmen hiervon ergaben sich bei 3
Tieren: Bei diesen Färsen wurden die Körpergewichte erst 2 (F I 25/26), 3 (F III 3/16)
bzw. 5 (F III 4/16) Tage nach der Biestmilchbeprobung erhoben. Zudem wurden die
Färsen am Tag ihrer Schlachtung während des Verladens auf den Viehtransporter
bzw. Hänger gewogen. Bei 2 Färsen (F I 20/26, F I 23/26) konnte das Lebendgewicht
am Schlachttag nicht dokumentiert werden, da ein Wiegen dieser aufgebrachten
Tiere nicht möglich war. In den Schlachthöfen erfolgte dann noch die Bestimmung
aller Schlachtkörpergewichte (beide Schlachtkörperhälften). Dies erfolgte noch bevor
die Muskulaturproben gewonnen wurden. Lediglich die Schlachtgruppe mit den
Tieren F III 5/16 – 8/16 machte hiervon eine Ausnahme: Die Schlachtkörper dieser 4
Tiere mussten aufgrund eines „Wiegefehlers“ im Anschluss der Probenahme erneut
gewogen werden. Da die Muskulaturproben stets ein Gewicht von ca. 1,5 kg
aufwiesen, wurde dies den Schlachtkörpergewichten im Nachhinein dazu addiert.
3.8 Statistische Auswertung
Die Berechnungen der hier aufgeführten Mittelwerte (arithmetischen Mittelwerte, d. h.
Summe aller Einzelwerte dividiert durch die Anzahl der Werte; in den Tabellen
aufgeführt als Ø) und Standardabweichungen wurden mithilfe der Microsoft Office
Pakete 2003, 2004 und 2010 durchgeführt. Auf eine weitere statistische Auswertung
wurde bewusst verzichtet, da zu viele Variationen innerhalb der auszuwertenden
Gruppen vorlagen. Es unterschieden sich nicht nur die Färsengruppen
untereinander, es kam vielmehr auch innerhalb der Schlachtgruppen, die ohnehin
schon z. T. nur geringe Tierzahlen aufwiesen, zu Variationen (beispielsweise
aufgrund fehlender Laktation), so dass ein aussagekräftiger statistischer Vergleich
größerer Tiergruppen nicht möglich war.
94

Material und Methoden
Diverse Einzeldaten zu den Untersuchungsergebnissen – beispielsweise einzelne
PCDD/F- und dl-PCB-Kongenerengehalte der untersuchten Proben, die im Ergebnisoder
Diskussionsteil dieser Arbeit nicht explizit aufgelistet wurden – sind den
Tabellen im Anhang (Kapitel 9) zu entnehmen.
95

Ergebnisse
4 Ergebnisse
4.1 Chemische Futterzusammensetzung
Im Rahmen dieses Feldversuches wurden die Futtermittel aufgrund ihrer zu
erwartenden Dioxinkontamination in die Gruppe der „belasteten“ und „unbelasteten
Futtermittel“ unterteilt. Die Futterproben wurden sowohl auf ihren Dioxingehalt als
auch auf ihre chemische Zusammensetzung untersucht.
4.1.1 Chemische Zusammensetzung der belasteten Futtermittel
Vor der Futterumstellung bekamen die Tiere die „belasteten“ Futtermittel. Während
der Stallperiode kamen Grassilagen zum Einsatz, die von den
betriebseigenen
Vordeichflächen gewonnen wurden. Während der Weideperiode stand den Färsen
der Weideaufwuchs im Elbdeichvorland zur Verfügung. Eine Übersicht zu der
chemischen Zusammensetzung findet sich in der folgenden Tabelle.
Tabelle 5: Chemische Zusammensetzung von Futter, das von belastetem Grünland gewonnen wurde
Grassilagen
Probe
TS Ra HCl* Rp Rfa Ca Mg P Na K Cl S Cu Zn Fe Mn
g/kg g/kg TS mg/kg TS
2010,1.Schnitt 1 481 92,5 29,3 142 269 6,52 1,67 3,00 1,61 22,3 9,67 3,17 8,28 87,1 305 62,5
2011,1.Schnitt 1 408 95,6 34,5 129 259 8,22 2,35 2,96 1,01 19,8 10,4 3,15 3,45 95,4 442 151
2011,3.Schnitt 1 361 118 51,9 139 225 8,17 2,51 3,17 2,71 16,5 9,19 3,66 9,03 134 894 376
2011,1.Schnitt
(300m 3 )
404 89,4 27,3 133 232 9,20 2,81 3,27 1,41 18,0 8,95 2,63 14,7 98,4 301 55,7
2011,2.+3.Schnitt
(500m 3 )
399 118 56,5 148 223 9,19 2,70 3,42 2,80 17,4 9,95 3,66 8,56 111 1211 572
Probe
Weideaufwuchs
TS Ra HCl* Rp Rfa Ca Mg P Na K Cl S Cu Zn Fe Mn
g/kg g/kg TS mg/kg TS
1.Schnitt 2012 2 281 89,8 29,4 118 219 7,80 1,84 3,42 1,55 16,9 10,4 3,35 4,52 59,1 127 20,0
Beginn der Weidesaison
Höheres Areal 3 215 69,3 32,6 177 217 10,4 2,44 4,56 3,02 16,2 8,44 2,85 7,74 54,9 74,3 17,5
Tieferes Areal 3 234 134 58,7 161 212 7,61 2,07 4,89 0,414 25,5 12,8 4,40 9,13 53,9 91,9 25,8
Ungemähtes
3
Areal
284 111 51,8 98,5 255 5,48 1,33 2,82 0,129 19,0 9,42 2,65 6,17 55,6 56,6 6,17
Unter
3
Beobachtung
243 118 47,6 167 239 8,22 2,18 5,23 0,94 22,0 10,1 3,53 2,84 67,9 63,7 12,8
Ende der Weidesaison
Höheres Areal 3 256 92,4 49,9 114 237 7,17 1,95 3,49 1,13 11,6 7,46 2,93 3,43 59,3 160 33,0
Tieferes Areal 3 322 112 65,0 113 216 6,77 1,73 4,04 0,442 15,5 8,05 3,09 5,30 72,5 153 34,3
Ungemähtes
3 271 114 67,4 107 231 6,33 1,43 3,57 0,050 14,2 6,82 2,50 10,3 82,9 1133 37,9
Areal
Unter
3 293 106 57,7 125 225 6,33 1,80 4,10 0,516 15,4 8,99 3,08 4,77 90,8 141 31,4
Beobachtung
1
Bestimmung des TS-Gehalts erfolgte im LAVES (FI, Stade)
* HCl-unlösliche Asche
2 Schnittgut für Grassilage
3 Zur Bestimmung der Ra- und HCl-unlösl. Asche-Gehalte dienten die am LAVES getrockneten, gemahlenen
Proben (Probenaliquote aus der Dioxinanalytik, siehe 3.6.1)
96

Ergebnisse
4.1.2 Chemische Zusammensetzung der unbelasteten Futtermittel
In den letzten Monaten vor der Schlachtung der Tiere kam ausschließlich
dioxinunbelastetes Futter zum Einsatz. Die chemische Zusammensetzung dieser
Futtermittel ist in der nachfolgenden Tabelle dargestellt. Die „unbelastete“ Grassilage
(aus dem Binnendeichbereich) wurde im Rahmen einer Futtertischprobe beprobt, so
dass die hier in der Tabelle aufgeführten Nährstoffgehalte sich auf eine Probe
beziehen, die zusätzlich noch ca. 2 % Heu enthielt.
Tabelle 6: Chemische Zusammensetzung der unbelasteten Futtermittel
Probe
TS Ra HCl* Rp Rfa Ca Mg P Na K Cl S Cu Zn Fe Mn
g/kg g/kg TS mg/kg TS
Maissilage 2010 1 298 35,6 11,6 75,5 210 2,00 1,44 1,81 n.n. 10,2 2,42 1,11 n.n. 23,5 74,8 46,9
Maissilage 2011 1 368 43,6 17,7 84,4 182 1,59 0,96 2,02 n.n. 10,7 1,99 1,10 n.n. 29,1 85,4 90,0
Erbsensilage 1 259 137 59,3 208 295 11,9 2,67 3,34 0,35 19,4 4,19 3,54 5,68 54,1 2541 153
Kraftfutter 1 868 120 4,44 270 53,3 20,0 6,82 8,78 7,23 9,82 9,67 4,93 101 742 574 364
Futtertischprobe 2 393 143 88,1 132 255 6,33 1,88 3,48 2,11 31,3 14,5 3,60 5,92 27,9 731 210
* HCl-unlösliche Asche
1
Bestimmung des TS-Gehalts erfolgte im LAVES (FI, Stade)
2
Grassilage 2011,2.Schnitt + ca. 2 % Heu
4.2 PCDD/F- und dl-PCB-Belastung
Bei den Proben der diversen Matrizes fand eine Untersuchung auf ihre Gehalte an
polychlorierten Dibenzo-p-dioxinen und Dibenzofuranen (PCDD/F) sowie
dioxinähnlichen PCB (dl-PCB) statt. Aufgrund der Fragestellung dieser Arbeit
(Nutzung dioxinexponierter Grünlandflächen) wurde das Hauptaugenmerk auf die
PCDD/F gelegt. Im vorliegenden Ergebnisteil werden aber jeweils immer sowohl die
Dioxin- als auch dl-PCB-Gehalte der Proben dargestellt. Bei allen Ergebnissen galt:
Lagen einzelne Gehalte der PCDD/F- bzw. dl-PCB-Kongenere in den untersuchten
Proben unterhalb der Nachweisgrenze, wurden bei der Berechnung der
Toxizitätsäquivalente (TEQ) die jeweiligen Nachweisgrenzen stets eingerechnet: Die
Angabe der Ergebnisse erfolgte also im „upper bound“. Um die Proben miteinander
vergleichen zu können, wurde die Toxizitätsäquivalente stets mit den WHO-
Toxizitätsfaktoren aus dem Jahr 2005 (TEF 2005) berechnet. Angaben zu den
Gehalten einzelner Kongenere in den unterschiedlichen Proben wurden im
Tabellenanhang erfasst. Die Ergebnisse zur Dioxinbelastung der untersuchten
Matrizes finden sich in der Reihenfolge, die bereits bei der Beschreibung der
Probenahme im Kapitel „Material und Methoden“ Verwendung fand: Zunächst wird
auf die Ergebnisse von Bodenproben und „Betriebsproben“ eingegangen, danach
97

Ergebnisse
folgen die der untersuchten Futtermittelproben sowie der von den Tieren
gewonnenen Proben (Milch, Muskulatur und Leber).
4.2.1 Boden
Die „Versuchstiere“ verbrachten die Sommermonate auf den Vordeichflächen an der
Elbe. Auf dieser Weidefläche wurden Bodenproben entnommen und auf ihren Dioxin-
und dl-PCB-Gehalt untersucht. Da die F III „Weidegruppe“ im Sommer 2012 auf
einem abgetrennten Bereich der Weidefläche weidete und die bereits im Winter 2011
genommenen Bodenproben nicht von diesem Teilbereich stammten, erfolgte im
Sommer 2012 eine weitere Beprobung des Bodens. Während sich bei den
Winterbodenproben des höher und tiefer gelegenen Entnahmeorts die Dioxingehalte
von 44,0 bzw. 74,8 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS unterschieden, zeigten beide
Sommerbodenproben einen Dioxingehalt von 153 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS. Die
dioxinähnlichen PCB wiesen bei den vier Bodenproben – im Vergleich zu den
PCDD/F – deutlich geringere Gehalte auf. Die dl-PCB-Gehalte variierten von
0,488 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (Sommerbodenprobe, höher gelegenes Areal) bis
4,98 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (Winterbodenprobe, tiefer gelegenes Areal),
unterschieden sich folglich untereinander bis um das 10fache.
Tabelle 7: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Bodenproben der Weidefläche (Elbdeichvorland)
Bodenprobe
Dioxin- + dl-PCB-Gehalte
Entnahmezeitpunkt Lage des Areals PCDD/F 1 dl-PCB 2
Winter 2011 Höher 44,0 1,56
Tiefer 74,8 4,98
Sommer 2012 Höher 153 0,488
Tiefer 153 0,745
1
ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS (TEF 2005; upper bound)
2
ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (TEF 2005; upper bound)
4.2.2 „Betriebsproben“
Für eine Einschätzung der „Belastungssituation“ auf dem Betrieb wurde eine
Kehrichtprobe der Hoffläche (in Stallnähe) genommen und untersucht. Diese wies
mit 9,36 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS einen dl-PCB-Gehalt auf, der fast dem 9fachen
des darin enthaltenen Dioxingehalts von 1,06 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS
entsprach.
Das „Stallmaterial“ (Holzmaterial von Pfosten und Brettern) wurde speziell unter der
Fragestellung einer möglichen dl-PCB-Belastung in dem Stall der Färsengruppe F II
98

Ergebnisse
genommen. Auf eine Untersuchung der PCDD/F wurde dabei verzichtet. Die Menge
von 4,40 ng WHO-PCB-TEQ pro Kilogramm ursprünglicher Substanz (d. h.
Holzmaterial) entsprach bei dem angegebenen TS-Gehalt von 874 g/kg unter
Einberechnung der Bestimmungsgrenzen einem dl-PCB-Gehalt in der Probe von
5,02 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (TS-korrigierter Wert).
Tabelle 8: PCDD/F und dl-PCB-Gehalte in den "Betriebsproben"
Probe PCDD/F dl-PCB
„Betriebskehricht“ 1,06 1 9,26 2
„Stallmaterial“ n. u. 5,02 2,3
1
ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS (TEF 2005; upper bound)
2 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (TEF 2005; upper bound)
3 TS-korrigierter Wert
4.2.3 Futtermittel
Anlehnend an die Einteilung, die bereits im „Material und Methoden-Teil“ dieser
Arbeit Verwendung fand, wurden zunächst die Dioxin- und dl-PCB-Gehalte in den
Futtermitteln dargestellt, die von „belasteten Standorten“ gewonnen wurden. Im
Anschluss daran sind die Ergebnisse der dioxinunbelasteten Futtermittel aufgeführt.
4.2.3.1 Futtermittel „belasteter Standorte“
Vor der Futterumstellung wurden die im Rahmen dieser Arbeit begleiteten Tiere mit
Grundfutter versorgt, das auf belasteten Standorten – d. h. von den Vordeichflächen
an der Elbe – gewonnen wurde. Während der Stallhaltungszeit kamen Grassilagen
zum Einsatz, in den Sommermonaten (Weideperiode) stellte der Weideaufwuchs die
Nahrungsgrundlage der Tiere dar.
Grassilagen:
Tabelle 9: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Grassilagen, die im Vordeichbereich der Elbe gewonnen
wurden (belasteter Standort)
Probe
PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3
ng WHO-TEQ/kg FM 4
1. Schnitt 2010 2,10 0,11 2,21
1. Schnitt 2011 1,83 0,15 1,98
3. Schnitt 2011 3,86 0,18 4,04
1. Schnitt 2011 (300 m 3 ) 1,71 0,16 1,87
2.+3. Schnitt 2011 (500 m 3 ) 4,82 0,12 4,94
Aktionsgrenzwert 0,50 0,35 -
Höchstgehalt 0,75 - 1,25
1 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)
2 ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)
3 ng WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)
4 bezogen auf 88 % TS
99

Ergebnisse
Die beprobten Grassilagen, die im Vordeichbereich der Elbe gewonnen wurden,
wiesen mit 1,71 bis 4,82 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (88% TS) allesamt
Dioxingehalte oberhalb des zulässigen Höchstgehaltes auf. Dieser liegt für
Futtermittelausgangserzeugnisse pflanzlichen Ursprungs bei 0,75 ng WHO-PCDD/F-
TEQ/kg FM (88 % TS). Trotz der niedrigen dl-PCB-Gehalte, die im Bereich von 0,11
bis 0,18 ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (88 % TS) variierten, wurde bei allen Proben
auch der Summenhöchstgehalt von 1,25 ng WHO-PCDD/F-PCB-
TEQ/kg FM (88 % TS) überschritten.
Schnittgut für Grassilage 2012, 1. Schnitt:
Der gemähte Weideaufwuchs (Schnitthöhe 8 cm) wies einen PCDD/F-Gehalt von
0,20 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (bez. auf 88 % TS) und einen dl-PCB-Gehalt von
0,04 ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (bez. auf 88 % TS), folglich einen Summengehalt
von nur 0,24 ng/kg FM (bez. auf 88 % TS), auf. Diese Werte überschritten weder den
für Dioxine geltenden Aktionsgrenzwert von 0,50 ng WHO-PCDD/F-
TEQ/kg FM (88 % TS) noch den für dl-PCB, der bei 0,35 ng WHO-PCB-
TEQ/kg FM (88% TS) liegt.
Weideaufwuchs:
Tabelle 10: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte im Weideaufwuchs der Vordeichflächen
Zeitpunkt der Probenahme und jeweilige Dioxingehalte
Beprobtes Areal
„Beginn der Weidesaison“
„Ende der Weidesaison“
PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3 PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3
ng WHO-TEQ/kg FM 4 ng WHO-TEQ /kg FM 4
höher gelegen 0,25 0,06 0,31 0,46 0,12 0,58
tiefer gelegen 0,11 0,05 0,16 0,74 0,12 0,86
nicht mähfähig 0,14 0,08 0,22 3,64 0,22 3,86
unter Beobachtung 0,16 0,12 0,28 0,46 0,14 0,60
Aktionsgrenzwert 0,50 0,35 - 0,50 0,35 -
Höchstgehalt 0,75 - 1,25 0,75 - 1,25
1 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)
2
ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)
3
ng WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)
4 bezogen auf 88 % TS
Die Untersuchungsergebnisse der Aufwuchsproben zeigten recht unterschiedliche
Dioxingehalte (siehe Tabelle 10). Während die PCDD/F-Gehalte am „Beginn der
Weidesaison“ zwischen Werten von 0,11 und 0,25 ng WHO-PCDD/F-
100

Ergebnisse
TEQ/kg FM (88 % TS) variierten, wiesen die zum späteren Zeitpunkt genommenen
Proben Gehalte von 0,46 bis 3,64 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (88 % TS) auf, d. h.
zeigten ein insgesamt höheres Niveau. Die Dioxingehalte in den erstgenannten
Proben wiesen eine geringere Spannbreite auf, wohingegen die PCDD/F-Gehalte im
untersuchten Weideaufwuchs zum „Ende der Weidesaison“ zwischen den
unterschiedlichen Probenahmeorten bzw. -varianten deutlich weiter auseinander
lagen. Im Fall der dioxinähnlichen PCB zeigte sich bei den 8 untersuchten
Weideaufwuchsproben eine Spannbreite zwischen 0,05 bis 0,22 ng WHO-PCB-
TEQ/kg FM (88 % TS). Diese beiden Gehalte unterschieden sich also um mehr als
das 4fache. Bei einer Probe von dem Weideaufwuchs (nicht mähfähiges Areal, Ende
der Weidesaison) überschritten die Gehalte von 3,64 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM
(88 % TS) bzw. 3,86 ng WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/kg FM (88 % TS) sowohl den
Höchstgehalt für Dioxine als auch den Summenhöchstgehalt für PCDD/F und dl-
PCB. Eine weitere Probe wies einen Dioxingehalt von 0,74 WHO-PCDD/F-
TEQ/kg FM (88 % TS) und zeigte somit eine Aktionsgrenzwertüberschreitung. Die dl-
PCB-Gehalte im Weideaufwuchs erreichten hingegen bei keiner der Proben den
Aktionsgrenzwert.
4.2.3.2 Futtermittel „unbelasteter Standorte“
Tabelle 11: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den unbelasteten Futtermitteln
Probe
PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3
ng WHO-TEQ/kg FM 4
Maissilage 2010 0,18 0,10 0,28
Maissilage 2011 0,41 0,07 0,48
Erbsensilage 2011 0,17 0,10 0,27
Futtertischprobe 5 0,31 n. u. k. A.
Kraftfutter 0,09 0,01 0,10
Aktionsgrenzwert 0,50 0,35 -
Höchstgehalt 0,75 - 1,25
1 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)
2 ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)
3 ng WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)
4 bezogen auf 88 % TS
5 Grassilage 2011 + ca. 2 % Heu
Die Versuchstiere der 3 Färsengruppen wurden vor ihrer Schlachtung über eine
Dauer von mindestens 2,75 Monaten mit unbelastetem Futter versorgt. In den
Futtermitteln variierten die Dioxingehalte von 0,09 bis 0,41 ng WHO-PCDD/F-
TEQ/kg FM (88 % TS), d. h. sie wiesen damit allesamt Gehalte unterhalb des
101

Ergebnisse
Aktionsgrenzwertes und somit auch unterhalb des zulässigen Höchstgehaltes auf.
Auch der Aktionsgrenzwert für dl-PCB wurde von keiner Probe erreicht. So kam es in
keinem dieser Futtermittel zu einer Summenhöchstgehaltüberschreitung. Die
Futtertischprobe (Grassilage 2011, 2. Schnitt + ca. 2 % Heu) wurde im Rahmen einer
amtlichen Kontrolle entnommen und lediglich auf ihren PCDD/F-Gehalt untersucht.
Es liegen also hier keine Untersuchungsergebnisse zum dl-PCB-Gehalt vor, so dass
auch kein Summengehalt angegeben werden konnte.
4.2.4 Milch
Nach der Geburt ihres ersten und einzigen Kalbes wurde von den Färsen aus den
Gruppen F I – F III sowohl Kolostrum (1 Tag p. p.) als auch nach ca. 3 Monaten
Laktation „reife Milch“ gewonnen. Diese Proben wurden dann – zum einen als
Individual-, zum anderen als Poolproben – der Dioxinanalytik zugeführt, um eine
Einschätzung zur Belastungssituation der Tiere treffen zu können.
Tabelle 12: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte im Kolostrum (Kol.) von Tieren aus den Gruppen F I - F III
unter Berücksichtigung der Frage, ob bei Probenahme noch belastete Futtermittel (bel. FM) oder bereits
unbelastete Futtermittel (unbel. FM) im Einsatz waren
Probe Fütterung 1 n 2 PCDD/F 3 dl-PCB 4 Σ 5
Kol. F I a bel. FM 2 8,03 3,03 11,06
Kol. F I b bel. FM 1 4,96 2,16 7,12
Kol. F I c bel. FM 1 7,85 3,16 11,01
Kol. F II unbel. FM 7 4,59 2,30 6,89
Kol. F III bel. FM 12 6,26 1,92 8,18
Für Kolostrum sind weder Auslösewerte noch Höchstgehalte festgelegt
1 Versorgung der Tiere zum Zeitpunkt der Probenahme (bel. oder unbel. FM)
2 Anzahl der beprobten Tiere
3 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
4 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
5 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
Das Kolostrum (Kol.) von Tieren der ersten Gruppe (F I) wurde zu einem Zeitpunkt
entnommen, als die Tiere noch belastetes Futter erhielten. Während die Proben
Kol. F I a (Poolprobe) und Kol. F I c (Individualprobe) sowohl bei den PCDD/F als
auch dl-PCB ähnliche Werte aufwiesen, enthielt die dritte Kolostrumprobe Kol. F I b
(Individualprobe) dieser Färsengruppe mit 4,96 pg WHO-PCDDD/F-TEQ/g Fett und
2,16 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett hingegen sowohl einen geringeren PCDD/F- als auch
dl-PCB-Gehalt.
102

Ergebnisse
Die zweite Färsengruppe (F II) erhielt zum Zeitpunkt der Kolostrumprobenahme
bereits über einen Zeitraum von ca. 7 Wochen unbelastetes Futter, da die
Futterumstellung bereits vor den Abkalbungen erfolgte. Die Kolostrumproben von
den 7 Tieren, die ein lebendes Kalb zur Welt brachten, wurden in einer Sammelprobe
vereint. Diese wies mit einem Dioxingehalt von 4,59 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett
und einem dl-PCB-Gehalt von 2,30 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett ein ähnliches
Belastungsniveau auf wie die Probe Kol. F I b.
Die Futterumstellung der Tiere aus der Gruppe F III erfolgte einige Wochen nach
ihren Abkalbungen, so dass das Kolostrum dieser vorgenutzten Färsen zu einem
Zeitpunkt gewonnen wurde, als noch belastetes Futter im Einsatz war. Lediglich bei
einer Färse erfolgte die Futterumstellung bereits eine Woche ante partum, das
Kolostrum dieses Tieres ging jedoch nicht in die Sammelprobe mit ein.
Für Kolostrum gelten weder Auslösewerte für Dioxine und dl-PCB, noch existiert ein
Höchstgehalt für die PCDD/F bzw. ein Summenhöchstgehalt für Dioxine und
dioxinähnliche PCB.
Auch bei der Entnahme der „reifen Milch“ (RM) unterschied sich das Futterangebot
der drei Färsengruppen. Während die Tiere der Gruppe F I zu diesem Zeitpunkt noch
belastetes Futter bekamen, erhielten die Tiere aus den Gruppen F II und F III, die
ebenso ca. 12 Wochen p. p. beprobt wurden, bereits unbelastete Futtermittel.
Tabelle 13: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der "Reifen Milch" (RM) von Tieren aus den Gruppen F I -
F III unter Berücksichtigung der Frage, ob bei Probenahme noch belastete Futtermittel (bel. FM) oder
bereits unbelastete Futtermittel (unbel. FM) im Einsatz waren
Proben Fütterung 1 n 2 PCDD/F 3 dl-PCB 4 Σ 5
RM F I a bel. FM 2 3,55 1,43 4,98
RM F I b bel. FM 1 6,61 6 1,49 8,10
RM F I c bel. FM 1 5,24 2,20 7,44
RM F II unbel. FM 7 2,32 2,25 4,57
RM F III a unbel. FM 4 3,28 1,51 4,79
RM F III b unbel. FM 4 3,54 1,37 4,91
Auslösewert 1,75 2,00 -
Höchstgehalt 2,50 - 5,50
1 Fütterungsbedingungen bei Probenahme
2 Anzahl der beprobten Tiere
3 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
4 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
5 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
6 V. a. akzidentelle Kontamination aufgrund ungewöhnlich hoher Werte einzelner Kongenere
103

Ergebnisse
In den untersuchten Milchproben lagen alle PCDD/F-TEQ oberhalb des Dioxin-
Auslösewerts von 1,75 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett. Der Auslösewert für dl-PCB
(2,00 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett) wurde von den Proben RM F I c und RM F II
überschritten, wobei die Werte unter Berücksichtigung einer Messunsicherheit von
± 20 % noch im Streubereich lagen. Der Dioxin-Höchstgehalt von 2,50 pg WHO-
PCDD/F-TEQ/g Fett wurde von den drei Proben aus der ersten Färsengruppe
(RM F I a – c) selbst unter Berücksichtigung der Messunsicherheit nicht eingehalten.
Der Summen-TEQ der Proben RM F I b und RM F I c lagen zudem auch oberhalb
des Höchstgehaltes für die Summe aus Dioxinen und dioxinähnlichen PCB
(5,50 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett).
4.2.5 Muskulatur
In den folgenden Tabellen wurden die PCDD/F- sowie dl-PCB- bzw. Summen-TEQ
von den Muskulaturproben zusammengestellt. Die Ergebnisse sind zunächst nach
ihrer Probenherkunft, d. h. den Tiergruppen, sortiert. Im Anschluss daran findet sich
eine Übersichtstabelle (Tabelle 20) der Dioxin- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur
von allen beprobten Färsen (F 0, F I – F III) in Abhängigkeit von der Einsatzdauer
unbelasteter Futtermittel – ohne Berücksichtigung der einzelnen Fütterungsgruppen.
Gruppe F I:
Tabelle 14: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur von den Färsen aus der Gruppe F I unter
Berücksichtigung der Einsatzdauer unbelasteter Futtermittel vor der Schlachtung
Färse Alter Unbel. FM
Muskulatur
F I (Mon.) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD
1/26 35
1,55
1,28
2,83
2/26 35 1,60 1,35 2,95
3/26 35 1,68 1,44 3,12
1,57
1,30
2,87
4/26 36 3 1,53 1,30 2,83
± 0,063
± 0,079
± 0,127
5/26 36 1,51 1,29 2,80
6/26 36 1,61 1,20 2,81
7/26 36 1,51 1,23 2,74
8/26 36
1,08
1,25
2,33
9/26 33 1,18 1,57 2,75
10/26 36 1,33 1,35 2,68
11/26 36 1,39 1,29 1,27 1,31 2,66 2,59
3,5
12/26 36 1,15 ± 0,168 1,32 ± 0,116 2,47 ± 0,187
13/26 36 1,29 1,24 2,53
14/26 36 1,24 1,19 2,43
15/26 37 1,62 1,28 2,90
104

Ergebnisse
Fortsetzung Tabelle 14
Färse
F I
Alter
(Mon.)
Unbel. FM
(Monate)
Muskulatur
PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD
1,67
1,41
3,08
16/26 37
17/26 36 1,73 1,67 1,84 1,47 3,57
4
18/26 36 1,58 ± 0,063 1,18 ± 0,274 2,76
19/26 37 1,69 1,44 3,13
3,14
± 0,333
20/26 38
1,47
1,22
2,69
21/26 36 1,24 1,20 0,97 1,06 2,21 2,26
5
22/26 37 1,33 ± 0,318 1,07 ± 0,116 2,40 ± 0,408
23/26 37 0,74 0,98 1,72
24/26 39
1,18 1,19 1,06 1,07 2,24 2,26
5,5
25/26 39 1,19 ± 0,007 1,08 ± 0,014 2,27 ± 0,021
26/26 42 10 0,61 - 1,31 - 1,92 -
Auslösewert 1,75 1,75 -
Höchstgehalt 2,50 - 4,00
1
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
In der ersten Gruppe von Färsen kam es bei keiner der Muskulaturproben zu einer
Höchstgehaltüberschreitung. Auch konnte bei keiner Probe eine absolute
Überschreitung der Auslösewerte für PCDD/F oder dl-PCB vermerkt werden.
Lediglich eine nominelle Auslösewertüberschreitung (Auslösewert für PCDD/F bzw.
dl-PCB: 1,75 pg WHO-TEQ/g Fett) gab es bei einem dl-PCB-Gehalt von
1,84 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett in der Muskulaturprobe der Färse F I 17/26, der aber
unter Berücksichtigung einer Messunsicherheit von ± 20 % noch im Streubereich lag.
Gruppe F II:
Tabelle 15: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur von den Färsen aus der Gruppe F II unter
Berücksichtigung der Einsatzdauer unbelasteter Futtermittel vor der Schlachtung
Färse Alter Unbel. FM
Muskulatur
F II (Mon.) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD
1/9 30 5 1,65 - 1,64 - 3,29 -
2/9 34
1,93
2,39
4,32
3/9 33 2,26 1,97 2,90 2,42 5,16 4,38
7
4/9 34 1,52 ± 0,327 1,65 ± 0,552 3,17 ±0,879
5/9 34 2,15 2,72 4,87
6/9 36
1,28
1,53
2,81
7/9 36 1,46 1,28 2,05 1,73 3,51 3,01
9,5
8/9 36 1,04 4 ± 0,178 1,54 4 ± 0,247 2,58 4 ± 0,406
9/9 36 1,35 1,80 3,15
Auslösewert 1,75 1,75 -
Höchstgehalt 2,50 - 4,00
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
4
Werte umgerechnet in pg/g Fett (da der Fettgehalt in der Probe < 2% lag, wurde das Ergebnis zunächst in
pg/g Erzeugnis angegeben)
105

Ergebnisse
Bei der zweiten Färsengruppe wurde der Summenhöchstgehalt für PCDD/F und
dioxinähnliche PCB von 4,0 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett auch unter
Berücksichtigung einer Messunsicherheit von ± 20 % in einer Muskulaturprobe
(F II 3/9) nicht eingehalten: Die Probe enthielt 5,16 pg WHO-PCDD/F-PCB-
TEQ/g Fett. Zudem wiesen die Proben der Tiere F II 2/9 und F II 5/9 mit 4,32 bzw.
4,87 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett nominelle Überschreitungen des
Summenhöchstgehaltes auf, lagen aber unter Berücksichtigung der
Messunsicherheit noch im Streubereich. Der Auslösewert für Dioxine wurde in den
Proben F II 3/9 und F II 5/9 trotz Berücksichtigung der Messunsicherheit
überschritten. Der Dioxingehalt der Probe F II 2/9 lag mit 1,93 pg WHO-PCDD/F-
TEQ/g Fett noch innerhalb des Streubereiches des Auslösewertes. Betrachtet man
die dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben, so gab es drei absolute
Auslösewertüberschreitungen bei den Proben F II 2/9, F II 3/9 und F II 5/9 sowie zwei
nominelle Auslösewertüberschreitungen in den Proben F II 7/9 sowie F II 9/9.
Gruppe F III:
Tabelle 16: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur von den Färsen aus der Gruppe F III unter
Berücksichtigung der Einsatzdauer unbelasteter Futtermittel vor der Schlachtung
Färse Alter Unbel. FM
Muskulatur
F III (Mon.) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD
1/16 (S) 34
2,35
1,33
3,68
2/16 (W) 33 2,24 2,38 1,25 1,34 3,49 3,72
2,75
3/16 (W) 34 1,65 ± 0,679 1,15 ± 0,194 2,80 ± 0,874
4/16 (S) 37 3,29 1,61 4,90
10/16 (S) 37
2,68
1,63
4,31
2,11
1,32
3,44
12/16 (W) 35 4,5 1,73 4 1,27 4 3,00 4
± 0,503
± 0,284
± 0,756
13/16 (W) 35 1,92 1,07 3,00
5/16 (W) 36
2,08
1,48
3,56
6/16 (S) 36 1,99 2,23 1,07 1,40 3,06 3,62
5
7/16 (S) 37 2,26 ± 0,260 1,32 ± 0,269 3,58 ± 0,506
8/16 (S) 37 2,58 1,71 4,29
9/16 (S) 37
2,39
1,26
3,65
11/16 (W) 37 1,58 1,05 2,63
1,67
1,04
2,71
14/16 (W) 37 5,75 1,93 1,13 3,06
± 0,513
± 0,171
± 0,682
15/16 (S) 36 1,04 4 0,83 4 1,87 4
16/16 (W) 40 1,42 0,91 2,33
Auslösewert 1,75 1,75 -
Höchstgehalt 2,50 - 4,00
S: „Stallgruppe”, W: „Weidegruppe”
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
4
Werte umgerechnet in pg/g Fett (da der Fettgehalt in der Probe < 2% lag, wurde das Ergebnis zunächst in
pg/g Erzeugnis angegeben)
106

Ergebnisse
Unter den untersuchten Muskulaturproben der dritten Gruppe von Färsen gab es
eine Probe (F III 4/16) mit einem Dioxingehalt von 3,29 pg WHO-PCDD/F-
TEQ/g Fett, der – auch unter Berücksichtigung der Messunsicherheit – oberhalb des
zulässigen Höchstgehaltes (2,5 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) lag. In dieser Probe
kam es außerdem zu einer – wenn auch nur nominellen – Überschreitung des
Summenhöchstgehaltes für Dioxine und dl-PCB. Zudem wurde sowohl der Dioxinals
auch der Summenhöchstgehalt bei 2 weiteren Proben (F III 10/16 und 8/16)
nominell überschritten. Betrachtet man die Ergebnisse der dritten Gruppe von Färsen
im Hinblick auf Auslösewertüberschreitungen, so überschritten vier Proben
(F III 1/16, F III 2/16, F III 7/16 und F III 9/16) den Auslösewert für PCDD/F auch
unter Berücksichtigung der Messunsicherheit von ± 20 %. Nominelle
Überschreitungen des Dioxin-Auslösewertes gab es zusätzlich noch bei 4 der
untersuchten Proben (F III 13/16, F III 5/16, F III 14/16). Im Gegensatz hierzu wurde
der Auslösewert für dl-PCB in keiner Muskulaturprobe dieser Gruppe erreicht.
Färse F 0:
Tabelle 17: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur der Färse F 0 (bis zum Tag der Schlachtung
belastetes Futter)
Färse
Alter Unbel. FM
Muskulatur
(Monate) (Monate) PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3
F 0 33 0 3,65 2,91 6,56
Auslösewert 1,75 1,75 -
Höchstgehalt 2,50 - 4,00
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
Die vorgenutzte Färse F 0 wurde geschlachtet, ohne dass eine Futterumstellung
vorgenommen wurde, d. h. dieses Tier bekam bis zum Tag der Schlachtung
dioxinbelastetes Futter. Die Muskulatur des Tiere wies mit einem Gehalt von
3,65 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett sowohl eine Höchstgehaltüberschreitung für
Dioxine als auch mit dem Summenwert von 6,56 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett
eine Summenhöchstgehaltüberschreitung auf – jeweils trotz der Berücksichtigung
einer Messunsicherheit von ± 20 %. Der dl-PCB-Gehalt von 2,91 pg WHO-PCB-
TEQ/g Fett überstieg zudem den gültigen Auslösewert (1,75 pg WHO-PCB-
TEQ/g Fett).
107

Ergebnisse
Altkühe (AK 1 - 6):
Tabelle 18: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur von Altkühen, die vor ihrer Schlachtung
über einen Zeitraum von 5,5 Monaten unbelastetes Futter bekamen
Altkuh
Alter Unbel. FM
Muskulatur
(Jahre) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD
AK 1 8
0,66
0,92
1,58
AK 2 7 0,83 0,97 1,80
AK 3 7 1,13 0,832 0,98 0,928 2,11 1,76
5,5
AK 4 7 1,07 ± 0,224 0,99 ± 0,066 2,06 ± 0,282
AK 5 7 0,58 0,82 1,40
AK 6 7 0,72 0,89 1,61
Auslösewert 1,75 1,75 -
Höchstgehalt 2,50 - 4,00
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
Der Tabelle sind die Dioxingehalte in der Muskulatur von Altkühen zu entnehmen. Im
Anschluss an ihre Nutzung als Mutterkuh wurden die Kühe für eine Dauer von 5,5
Monaten im Stall mit unbelastetem Futter (Maissilage) versorgt. Sowohl die
Dioxingehalte, die in den Proben zwischen 0,58 und 1,13 pg WHO-PCDD/F-
TEQ/g Fett lagen, als auch die dl-PCB-Gehalte, die von 0,82 bis 0,99 pg WHO-PCB-
TEQ/g Fett variierten, blieben alle unterhalb der zulässigen Auslösewerte (für beide
Stoffgruppen: 1,75 WHO-TEQ/g Fett). Folglich überschritt auch keine Probe den
Höchstgehalt für Dioxine bzw. den für die Summe aus PCDD/F und dl-PCB.
Absetzer (A):
Tabelle 19: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur des Absetzers (2,5 Monate unbelastetes
Futter vor der Schlachtung)
Alter Unbel. FM
Muskulatur
Absetzer
(Monate) (Monate) PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3
A 7 3,5 2,23 2,73 4,96
Auslösewert 1,75 1,75 -
Höchstgehalt 2,50 - 4,00
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
Bei dem Absetzer handelte es sich um ein weibliches Tier, das in den ersten
Lebensmonaten potentiell belastete Milch vom Muttertier aufnahm, bevor es in den
letzten 3,5 Lebensmonaten vor der Schlachtung unbelastetes Futter bekam. In der
Muskulatur wurde mit einem Gehalt von 4,96 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett
108

Ergebnisse
zwar der Summenhöchstgehalt für Dioxine und dl-PCB nominell überschritten, dieser
lag aber unter Berücksichtigung der Messunsicherheit von ± 20 % noch im
Streubereich. Bei dem Dioxingehalt kam es zu keiner Überschreitung des
Höchstgehaltes, wohl aber zu einer Auslösewertüberschreitung. Sowohl der
PCDD/F- als auch der dl-PCB-Gehalt überstiegen unter Berücksichtigung der
Messunsicherheit von ± 20 % den jeweils EU-weit festgelegten Auslösewert von
1,75 WHO-TEQ/g Fett.
Totgeborene Kälber:
Um den diaplazentaren Übergang der Dioxine und dioxinähnlichen PCB einschätzen
zu können, wurde Muskulatur (und auch die Leber) von zwei totgeborenen Kälbern
entnommen und als Sammelprobe untersucht. Ihre „Muttertiere“ gehörten beide der
Gruppe F III an. Diese Färsengruppe wurde erst einige Wochen nach den
Abkalbungen auf unbelastete Futtermittel umgestellt, so dass die „Muttertiere“ beider
totgeborenen Kälber während ihrer Tragezeit noch belastetes Futter bekamen. Die
Feten wurden somit intrauterin mit Dioxinen exponiert. Die Poolprobe aus dem
Muskelgewebe beider totgeborenen Kälber wies einen Dioxingehalt von
2,79 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett und einen dl-PCB-Gehalt von 1,86 pg WHO-PCB-
TEQ/g Fett auf.
Wie bereits oben erwähnt, wurden die Ergebnisse der Dioxinanalytik von den
Muskulaturproben der Färse F 0 und der Tiere aus den Färsengruppen F I – III in
eine Übersichtstabelle (Tabelle 20) zusammengefasst. Der angegebene Mittelwert
und die Standardabweichung der Schlachtgruppe, die über die letzten 5 Monate vor
der Schlachtung mit unbelastetem Futter versorgt wurde, errechneten sich aus den
Ergebnissen von Proben, die von Tieren aller drei Fütterungsgruppen stammten. Bei
den übrigen Mittelwerten und Standardabweichungen gingen nur immer Ergebnisse
aus einer Färsengruppe ein, da zu den jeweiligen Zeitpunkten nur Tiere geschlachtet
wurden, die einer Gruppe entstammten. Jeweils farblich hinterlegt finden sich in der
Tabelle die Gehalte wieder, die zu einer absoluten (rot) bzw. nominellen (rosa)
Höchstgehaltüberschreitung führten oder den Auslösewert überschritten (blau).
109

Ergebnisse
Tabelle 20: Übersicht über die PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur der Färse F 0 sowie aller
Färsen aus den Gruppen I, II und III – geordnet nach ihren jeweiligen „Absetzfristen“, d. h. der Anzahl
von Monaten mit unbelastetem Futter vor der Schlachtung
Färse Alter Unbel. FM
Muskulatur
(Mon.) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD
F 0 33 0 3,65 - 2,91 - 6,56 -
F III 1/16 34
2,35
1,33
3,68
F III 2/16 32 2,24 2,38
1,25 1,34 3,49
2,75
F III 3/16 34 1,65 ± 0,679 1,15 ± 0,194 2,80
F III 4/16 37 3,29 1,61 4,90
F I 1/26 35
1,55
1,28
2,83
F I 2/26 35 1,60 1,35 2,95
F I 3/26 35 1,68 1,44 3,12
1,57
1,30
F I 4/26 36 3
1,53 1,30 2,83
± 0,063
± 0,079
F I 5/26 36 1,51 1,29 2,80
F I 6/26 36 1,61 1,20 2,81
F I 7/26 36 1,51 1,23 2,74
F I 8/26 36
1,08
1,25
2,33
F I 9/26 33 1,18 1,57 2,75
F I 10/26 36 1,33 1,35 2,68
F I 11/26 36 1,39 1,29
1,27 1,31 2,66
3,5
F I 12/26 36 1,15 ± 0,168 1,32 ± 0,116 2,47
F I 13/26 36 1,29 1,24 2,53
F I 14/26 36 1,24 1,19 2,43
F I 15/26 37 1,62 1,28 2,90
F I 16/26 37
1,67
1,41
3,08
F I 17/26 36 1,73 1,67
1,84 1,47 3,57
4
F I 18/26 36 1,58 ± 0,063 1,18 ± 0,274 2,76
F I 19/26 37 1,69 1,44 3,13
F III 10/16 37
2,68
1,63
4,31
2,11
1,32
F III 12/16 35 4,5
1,73 1,27 3,00
± 0,503
± 0,284
F III 13/16 35 1,92 1,07 3,00
F I 20/26 38
1,47
1,22
2,69
F I 21/26 36 1,24 0,97 2,21
F I 22/26 37 1,33 1,07 2,40
F I 23/26 37 0,74 0,98 1,72
1,70
1,27
F II 1/9 30 5
1,65 1,64 3,29
± 0,575
± 0,281
F III 5/16 36 2,08 1,48 3,56
F III 6/16 36 1,99 1,07 3,06
F III 7/16 37 2,26 1,32 3,58
F III 8/16 37 2,58 1,71 4,29
F I 24/26 39
1,18 1,19
1,06 1,07
5,5
F I 25/26 39 1,19 ±0,007 1,08 ± 0,014 2,27
F III 9/16 37
2,39
1,26
3,65
F III 11/16 37 1,58 1,05 2,63
1,67
1,04
F III 14/16 37 5,75
1,93 1,13 3,06
± 0,513
± 0,171
F III 15/16 36 1,04 0,83 1,87
F III 16/16 40 1,42 0,91 2,33
3,72
± 0,874
2,87
± 0,127
2,59
± 0,187
3,14
± 0,333
3,44
± 0,756
2,98
± 0,800
2,24 2,26
± 0,021
F II 2/9 34
1,93
2,39
4,32
F II 3/9 33 2,26 1,97
2,90 2,42 5,16
7
F II 4/9 34 1,52 ± 0,327 1,65 ± 0,552 3,17
F II 5/9 34 2,15 2,72 4,87
F II 6/9 36
1,28
1,53
2,81
F II 7/9 36 1,46 1,28
2,05 1,73 3,51
9,5
F II 8/9 36 1,04 ± 0,178 1,54 ± 0,247 2,58
F II 9/9 36 1,35 1,80 3,15
F I 26/26 42 10 0,61 - 1,31 - 1,92 -
Auslösewert 1,75 1,75 -
Höchstgehalt 2,50 - 4,00
Höchstgehaltüberschreitung
Auslösewertüberschreitung
2,71
± 0,682
4,38
±0,879
3,01
± 0,406
Nominelle Höchstgehaltüberschreitung, d h. im
Bereich der Messunsicherheit von ± 20 %
110

Ergebnisse
4.2.6 Leber
F I – III:
Wie im Kapitel 3.3.5.2 beschrieben, wurden die Leberproben einiger Färsen aus den
Gruppen F I – F III zu Sammelproben (aus Kostengründen) vereinigt und einer
Dioxinanalytik unterzogen. Pro Färsengruppe wurden zwei Poolproben untersucht.
Die Ergebnisse – mit der Angabe, wie lang die beprobten Tiere vor der Schlachtung
mit unbelastetem Futter versorgt wurden – sind in der nachfolgenden Tabelle
aufgeführt.
Tabelle 21: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberpoolproben aus den Gruppen F I - F III unter
Berücksichtigung, über welchen Zeitraum die Färsen vor ihrer Schlachtung mit unbelastetem Futter
versorgt wurden
Leberpoolprobe Anzahl Tiere
Unbel. FM
Leber
(Mon.) PCDD/F 2 dl-PCB 3 Σ 4
F I L a 3 1 3,5 9,30 3,56 12,86
F I L b 4 3,5 9,29 3,15 12,44
F II L a 5 (1/4) 5/7 15,21 7,07 22,28
F II L b 4 9,5 6,22 3,47 9,69
F III L a 2 5 2,75 20,11 3,57 23,68
F III L b 2 5,75 7,80 1,95 9,75
Auslösewert - - -
Höchstgehalt 4,50 - 10,0
1 Tiere mit unbekannter Hintergrundbelastung (Tiere wurden zugekauft)
2 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
3 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
4 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
5
Tiere hatten eine Totgeburt und wiesen keine Laktation auf
Für Lebern sind bislang lediglich ein Höchstgehalt für Dioxine und ein
Summenhöchstgehalt für Dioxine und dioxinähnliche PCB festgelegt. Auslösewerte
existieren für dieses Organ weder für die PCDD/F noch für die dl-PCB. Jede der
untersuchten Leberproben übertraf mit ihrem Dioxingehalt den Höchstgehalt von
4,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett. Zusätzlich kam es – unter Berücksichtigung einer
Messunsicherheit von ± 20 % – bei drei der sechs Poolproben auch noch zu einer
absoluten Überschreitung des Summenhöchstgehaltes von 10,0 pg WHO-PCDD/F-
PCB-TEQ/g Fett.
Eine der Leberpoolproben der ersten Gruppe von Färsen wurde aus dem
Lebergewebe von Tieren gewonnen, die seit jeher auf dem Versuchsbetrieb lebten
(F I L b). Für die andere (F I L a) wurden die Lebern von Tieren gepoolt, die erst im
111

Ergebnisse
tragenden Zustand auf den Betrieb kamen. Aufgrund der unterschiedlichen Herkunft
wurde eine Einzelkongenerenbetrachtung durchgeführt (siehe Abbildung 10).
Abbildung 10: Kongenerenverteilung in den Leberpoolproben aus der Gruppe F I
Trotz der unterschiedlichen Herkunft der Tiere zeigten sich im Kongenerenmuster
große Ähnlichkeiten: In beiden Proben dominierten die octachlorierten Dibenzo-p-
Dioxine (OCDD). In absteigender Reihenfolge folgten dann die Kongenere
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD, 1,2,3,4,7,8-HxCDF sowie 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF und OCDF. Die
Kongenerenmuster beider Proben zeigten die für die Elbregion „typische“
Kongenerenverteilung, die neben den hohen OCDD- und HpCDD-Gehalten mit einer
Dominanz der hexa- und heptachlorierten Furane einhergeht (SCHULZ 2004/2005b).
Bei den Leberpoolproben der zweiten Gruppe von Färsen wies das Kongenerenprofil
eine ähnliche Einzelkongenerengewichtung wie in den oben aufgezeigten
Leberproben der ersten Färsengruppe auf. Auch hier dominierten die hohen OCDD-
Gehalte das Bild. Es zeigten sich jedoch deutliche Unterschiede im Hinblick auf die
Gehalte der jeweiligen Kongenere in den Proben F II L a (5 – 7 Mon. unbel. FM) und
F II L b (9,5 Mon. unbel. FM): Die Probe F II L a wies bei den oben erwähnten,
dominierenden PCDD/F-Verbindungen stets höhere Gehalte auf. Die größte
Differenz, die zwischen den Einzelkongenerengehalten in den beiden Proben
auszumachen war, lag für das dominierende OCDD vor.
112

Ergebnisse
Abbildung 11: Kongenerenverteilung in den Leberpoolproben der Gruppe F II
Die Kongenerenprofile der beiden untersuchten Lebersammelproben der dritten
Gruppe von Färsen (F III) zeigten auch wieder ein für die Elbregion typisches Muster
mit einer Dominanz der hexa- und heptachlorierten Furane (SCHULZ 2004/2005b).
Abbildung 12: Kongenerenverteilung in den Leberpoolproben der Gruppe F III
Für die dominierenden Kongenere sind bei der Probe F III L a deutlich höhere
Gehalte festzustellen als in der Probe F III L b. Die Färsen, deren Lebern in der
Sammelprobe F III L a vereinigt wurden, erhielten lediglich über einen Zeitraum von
2,75 Monaten unbelastetes Futter, die Tiere der Probe F III L b dahingegen über 5,75
113

Ergebnisse
Monate. Des Weiteren bestand für die beiden Färsen, deren Lebergewebe die Probe
F III L a darstellte, keine Möglichkeit, Dioxine über die Milch abzugeben (keine
Laktation).
Färse F 0:
Tabelle 22: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Leber (Individualprobe) der Färse F 0
Alter Unbel. FM
Leber
Färse
(Monate) (Monate) PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3
F 0 33 0 4,60 2,73 7,33
Auslösewert - - -
Höchstgehalt 4,50 - 10,0
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
Die vorgenutzte Färse F 0 lebte zusammen mit den Färsen aus der Gruppe F I und
brachte ein lebendes Kalb zur Welt. Dieses Tier wurde noch vor der Futterumstellung
dieser Färsengruppe geschlachtet und folglich bis zum Tag der Schlachtung mit
belastetem Futter versorgt. Von diesem Tier wurde die Leberprobe isoliert
untersucht. Mit einem Dioxingehalt von 4,60 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett lag die
Probe zwar knapp oberhalb des zulässigen Höchstgehaltes, verblieb aber unter
Berücksichtigung der Messunsicherheit von ± 20 % noch im Streubereich. Der
Summenhöchstgehalt von 10,0 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett wurde in der
Leber des Tieres nicht überschritten.
Altkühe (AK 1 - 6):
Die Lebern der Altkühe wurden individuell untersucht. Diese wiesen Dioxingehalte
zwischen 3,00 und 8,43 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett auf. Die dl-PCB-Gehalte
zeigten mit Werten von 1,50 bis 2,17 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett eine geringere
Spanne. Von den sechs Proben wiesen 4 Lebern (der Tiere AK 2, AK 3, AK 4, AK 6)
eine PCDD/F-Höchstgehaltüberschreitung auf, wobei die Gehalte in den Proben von
AK 2 und AK 5 unter Berücksichtigung der Messunsicherheit von ± 20 % noch im
Streubereich lagen. Bei einer der untersuchten Lebern übertraf der Summengehalt
mit 10,6 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett zwar nominell den Höchstgehalt, konnte
114

Ergebnisse
diesen aber unter Berücksichtigung der Messunsicherheit einhalten. Die fünf anderen
Proben erreichten den Summenhöchstgehalt nicht.
Tabelle 23: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberproben (Individualproben) der Altkühe
Altkuh
Alter Unbel. FM
Leber
(Jahre) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD
AK 1 8
3,80
1,72
5,52
AK 2 7 4,64 1,77 6,41
AK 3 7 8,43 5,13 2,17 1,81 10,6 6,94
5,5
AK 4 7 6,07 ± 1,92 1,74 ± 0,229 7,81 ± 2,12
AK 5 7 3,00 1,50 4,50
AK 6 7 4,84 1,96 6,80
Auslösewert - - -
Höchstgehalt 4,50 - 10,0
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
Absetzer (A):
Dieses Tier wurde im Alter von sieben Monaten geschlachtet. Es bekam vor der
Schlachtung über einen Zeitraum von 3,5 Monaten unbelastete Futtermittel
(nachdem es in den ersten Lebensmonaten potentiell belastete Muttermilch
aufgenommen hatte). Die Leber des Tieres wies sowohl bei den Dioxinen als auch
bei der Summe von Dioxinen und dioxinähnlichen PCB eine Überschreitung der
zulässigen Höchstgehalte auf. Während der Summenhöchstgehalt von
10,0 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett nahezu um das Doppelte überschritten
wurde, konnte bei den Dioxinen ein Gehalt in der Probe nachgewiesen werden, der
sogar nahezu das 3fache des Erlaubten (4,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett)
aufwies.
Tabelle 24: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Leberprobe (Individualprobe) des Absetzers
Alter Unbel. FM
Leber
Absetzer
(Monate) (Monate) PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3
A 7 3,5 13,39 6,36 19,75
Auslösewert - - -
Höchstgehalt 4,50 - 10,0
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
3
pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)
115

Ergebnisse
Totgeborene Kälber:
Die Poolprobe, die aus dem Lebergewebe der zwei tot geborenen Kälbern hergestellt
wurde, wies einen Summen-Gehalt (PCDD/F + dl-PCB) von 4,25 pg WHO-PCDD/F-
PCB-TEQ/g Fett auf, der sich aus 2,96 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett und 1,29 pg
WHO-PCB-TEQ/g Fett ergab.
4.3 Körpermassenentwicklung der vorgenutzten Färsen und Schlachtgewichte
In der folgenden Tabelle sind die Körpermassen (KM) der Färsen (Gruppen F I –
F III) zu den jeweiligen Wiegeterminen dargestellt: am Tag der
Kolostrumprobenahme (Kol.), am Tag der Beprobung der „reifen Milch (RM), an
einem Datum zwischen diesen beiden Terminen (X) sowie die Körpermasse am Tag
der Schlachtung (Schl.). Des Weiteren sind der Tabelle die
Körpermassenänderungen (Zu- bzw. Abnahmen) im Zeitraum zwischen Abkalbung
und Schlachtung der Tiere sowie die jeweiligen Schlachtkörpergewichte (SG) zu
entnehmen.
Tabelle 25: Körpermassenentwicklung von Färsen aus den Gruppen F I, F II und F III
Tier
KM (kg) KM-Änderung SG
Kol. X RM Schl. kg % kg %
Erste Gruppe von Färsen (F I)
F I 9/26 553 - - 623 + 70,0 12,66 291 46,71
F I 16/26 619 660 666 824 + 205 33,12 438,6 53,23
F I 17/26 551 563 549 617 + 66,0 11,98 346,4 56,14
F I 18/26 580 606 584 635 + 55,0 9,48 373,4 58,80
F I 19/26 512 563 551 626 + 114 22,27 341 54,47
F I 21/26 546,5 549 543 675 + 128,5 23,51 380,8 56,41
F I 24/26 570 577 564 685 + 115 20,18 374,6 54,69
F I 25/26 605 585 572 664 + 59,0 9,75 355,4 53,52
Zweite Gruppe von Färsen (F II)
F II 1/9 - - 700 727 k. A. k. A. 386 53,09
F II 2/9 570 587 581 585 + 15,0 2,63 299,2 51,15
F II 3/9 608 597,5 589 621,5 + 13,5 2,22 302,8 48,72
F II 4/9 - - - 696 k. A. k. A. 385,2 55,34
F II 5/9 601 594 586 580 - 21,0 - 3,49 310,4 53,52
F II 6/9 576 576 596 701 + 125 21,7 339,6 48,45
F II 7/9 576 565 593 670 + 94,0 16,32 334,6 49,94
F II 8/9 572 535 523 621 + 49,0 8,57 321,8 51,82
F II 9/9 615 630 622 730 + 115 18,70 365 50,0
Dritte Gruppe von Färsen (F III)
F III 1/16 630 650 675 765 + 135 21,43 395 51,63
F III 2/16 - 650 677 770 k. A. k. A. 418,6 54,36
F III 3/16 606 654 672 749 + 143 23,60 432 57,68
F III 4/16 600 610 638 722 + 122 20,33 406,2 56,26
F III 5/16 615 595 629 670 + 55,0 8,94 362,1* 54,04
F III 6/16 720 690 670 850,5 + 130,5 18,13 452,5* 53,20
116

Ergebnisse
Fortsetzung Tabelle 25
Tier
KM (kg) KM-Änderung SG
Kol. X RM Schl. kg % kg %
Dritte Gruppe von Färsen (F I)
F III 7/16 710 690 700 797 + 87,0 12,25 434,7 54,54
F III 8/16 735 670 691 694 - 41,0 - 5,58 372,3* 53,65
F III 9/16 603 600 631 710 + 107 17,74 359,6 50,65
F III 10/16 685 720 710 798 + 113 16,50 427,4 53,56
F III 11/16 610 594 609 678 + 68,0 11,15 360,4 53,16
F III 12/16 555 600 610 668 + 113 20,36 358 53,59
F III 13/16 615 678 673 746 + 131 21,30 399 53,49
F III 14/16 713 670 678 779 + 66,0 9,26 383,4 49,22
F III 15/16 618 580 578 737 + 119 19,26 392,4 53,24
F III 16/16 580 560 562 694 + 114 19,66 349 50,29
*auf die Schlachtkörpergewichte wurden die 1,5 kg der Muskelproben addiert, da das Wiegen nach der
Probenahme erfolgte
Die Körpermassenzunahmen bzw. -verluste während des Einsatzes unbelasteter
Futtermittel sind für die einzelnen Färsen in den nachfolgenden Tabellen (Tab. 25 –
27) aufgeführt.
Tabelle 26: Körpermassenzunahmen von Färsen aus der Gruppe F I im Zeitraum der Versorgung mit
unbelastetem Futter
Färse
FM-Umstellung Schlachtung Unbel. FM KM-Änderung
KM (kg) KM (kg) (Mon.) kg %
F I 16/26 666 824 4 + 158 23,7
F I 17/26 549 617 4 + 68,0 12,4
F I 18/26 584 635 4 + 51,0 8,73
F I 19/26 551 626 4 + 75,0 13,6
F I 21/26 543 675 5 + 132 24,3
F I 24/26 564 685 5,5 + 121 21,5
F I 25/26 572 664 5,5 + 92,0 16,1
In der ersten Gruppe von Färsen befand sich kein Tier, das während der Versorgung
mit unbelasteten Futtermitteln an Körpermasse verlor. Die Tiere nahmen in der Zeit
vor ihrer Schlachtung (Zeitraum von 4 – 5,5 Monate) im Schnitt 17,2 % ihrer
Körpermasse zu (Variation von 8,73 – 24,3 %). Bei den Tiere F I 16/26 – 19/26 wies
die Ausmast (unbel. FM) eine Dauer von 4 Monaten auf. Ihre Zunahmen betrugen in
dieser Zeit 8,73 – 23,7 %. Die Färse F I 21/26 nahm während einer Zeitspanne von 5
Monaten (unbel. FM) 24,3 % ihrer Körpermasse zu. F I 24/26 und F I 25/26 wiesen
innerhalb von 5,5 Monaten Körpermassenzunahmen von 21,5 bzw. 16,1 % auf.
117

Ergebnisse
Tabelle 27: Körpermassenzunahmen bzw. -verluste von den Färsen aus der Gruppe F II im Zeitraum der
Versorgung mit der unbelasteten Maisration
Färse
1 Tag p. p. Schlachtung Maisration KM-Änderung
KM (kg) KM (kg) (Mon.) kg %
F II 1/9 - 727 3,5 k. A. k. A.
F II 2/9 570 585 5,5 + 15,0 2,63
F II 3/9 608 621,5 5,5 + 13,5 2,22
F II 4/9 - 696 5,5 k. A. k. A.
F II 5/9 601 580 5,5 - 21,0 - 3,49
F II 6/9 576 701 8 + 125 21,7
F II 7/9 576 670 8 + 94,0 16,3
F II 8/9 572 621 8 + 49,0 8,57
F II 9/9 615 730 8 + 115 18,7
Bei den Färsen der Gruppe F II wurden die Tiere schon ca. 7 Wochen vor ihrer
Abkalbung mit unbelastetem Futter (Grassilage von einem unbelasteten Standort)
versorgt. Die in der Tabelle aufgezeigten Körpermassenänderungen beziehen sich
aber nur auf den Zeitraum, in dem die Färsen mit der unbelasteten Maisration
versorgt wurden (bei der Futterumstellung wurden die Körpergewichte nicht erfasst).
Bei zwei Tieren (F II 1/9 und F II 4/9) wurden die Lebendgewichte „1 Tag p. p.“ nicht
erfasst, da bei den Tieren kein Kolostrum gewonnen wurde. Somit konnten zu den
Körpermassenänderungen keine Angaben gemacht werden. Unter den anderen 7
Tieren gab es eine Färse (F II 5/9), die in den 5,5 Monaten zwischen Abkalbung und
ihrer Schlachtung 3,49 % ihres Körpergewichtes verlor. Die Tiere F II 2/9 und F II 3/9
zeigten in dem gleichen Zeitraum (5,5 Mon.) gerade einmal Zunahmen von 2,63 bzw.
2,22 %. Die Färsen, die über 8 Monate mit der Maisration versorgt wurden, nahmen
in dieser Zeit 8,57 bis 21,7 % ihres Körpergewichtes zu.
Tabelle 28: Körpermassenzunahmen von den Färsen aus der Gruppe F III im Zeitraum der Versorgung
mit unbelastetem Futter
Färse
FM-Umstellung Schlachtung Unbel. FM KM-Änderung
KM (kg) KM (kg) (Mon.) kg %
F III 1/16 650 765 2,75 + 115 17,7
F III 2/16 650 770 2,75 + 120 18,5
F III 3/16 654 749 2,75 + 95,0 14,5
F III 4/16 610 722 2,75 + 112 18,4
F III 5/16 595 670 5 + 75,0 12,6
F III 6/16 690 850,5 5 + 160,5 23,3
F III 7/16 690 797 5 + 107 15,5
F III 8/16 670 694 5 + 24,0 3,58
F III 9/16 600 710 5,75 + 110 18,3
F III 10/16 704,8* 798 4,5 + 93,2 13,2
F III 11/16 594 678 5,75 + 84,0 14,1
F III 12/16 570,5* 668 4,5 + 97,5 17,1
118

Ergebnisse
Fortsetzung Tabelle 28
Färse
FM-Umstellung Schlachtung Unbel. FM KM-Änderung
KM (kg) KM (kg) (Mon.) kg %
F III 13/16 650* 746 4,5 + 96,0 14,8
F III 14/16 670 779 5,75 + 109 16,3
F III 15/16 580 737 5,75 + 157 27,1
F III 16/16 560 694 5,75 + 134 23,9
* Körpergewicht wurde rechnerisch abgeleitet
Für die Tiere F III 10/16, 12/16 und 13/16 lagen keine Angaben zum Lebendgewicht
am Tag der Futterumstellung vor. Die Körpermassen dieser Tiere wurden anhand
zwei anderer Wiegetermine – die jeweils vor und nach der Umstellung stattfanden –
berechnet. Hierzu wurden bei den Tieren F III 10/16 und 12/26 die
Körpermassenänderung zwischen diesen beiden Terminen zur Berechnung täglicher
Körpermassenzu- bzw. -abnahmen herangezogen. Die Berechnung der
Körpergewichte am Tag der FM-Umstellung wurde unter der Prämisse berechnet,
dass die Tiere konstante tägliche Körpermassenzunahmen von 0,66 kg (F III 10/16)
bzw. 1,29 kg (F III 12/16) aufwiesen. Bei dem Tier F III 13/16 wurde von einer
täglichen Zunahme von 0,648 kg ausgegangen. 1)
Bei einer Färse (F III 8/16) konnte nur eine Zunahme von 3,58 % ihrer Körpermasse
beobachtet werden, wohingegen die anderen Färsen allesamt mindestens 12 %
(12,6 – 28,3) und im Durchschnitt 18,59 % an Körpergewicht zulegten.
1) F III 13/16: Der Vergleich der erhobenen Körpermassen am Tag nach der Abkalbung sowie zwei
Wochen später brachte den Hinweis, dass das Tier bei der ersten Wiegung einen „leeren“ Magen-
Darm-Trakt gehabt haben musste (in der Hochträchtigkeitsphase nehmen manche Rinder z. T. nur
noch sehr geringe Futtermengen auf) – tägliche „Zunahmen“ von 4,2 kg (rechnerisch anhand zweier
Wiegetermine ermittelt) ließen sich sonst nicht erklären. So wurde ein Gewicht von 40 kg (für den
„gefüllten Magen-Darm-Trakt“) zu der Körpermasse (1 Tag nach Totgeburt) addiert und mit diesem
„korrigierten Wert“ weitergerechnet. Am Tag der Schlachtung wog das Tier 746 kg. Die Körpermasse
108 Tage vor der Schlachtung betrug 678 kg, somit kann von einer täglichen Zunahme von 0,648 kg
ausgegangen werden. Mittels dieses Wertes wurde dann die Körpermasse am Tag der
Futterumstellung berechnet. Die Färse wies zu diesem Zeitpunkt (rechnerisch ermittelt) ein Gewicht
von 650 kg auf.
Für einen Teil der Färsen aus der ersten Gruppe sowie für die Altkühe lagen nur die
Lebendgewichte am Tag ihrer Schlachtung und ihre Schlachtkörpergewichte vor. Bei
119

Ergebnisse
diesen Tieren konnten folglich keine Angaben zu ihren jeweiligen
Körpermassenänderungen gemacht werden. Die Lebendgewichte am Tag ihrer
Schlachtung und die Schlachtkörpergewichte können im Anhang eingesehen
werden. Das Lebendgewicht des Absetzers wurde am Tag der Schlachtung auf ca.
350 kg geschätzt; unter Annahme eines Ausschlachtungsgrades von 50 % kann man
von einem Schlachtkörpergewicht von ca. 175 kg ausgehen.
120

Diskussion
5 Diskussion
5.1 Hintergrund der Arbeit
Wie bereits beschrieben (siehe Kapitel 2.1.4 und 2.4.4) weist das elbangrenzende
Grünland (Vordeich-/Außendeichflächen) durch die mehr oder weniger regelmäßig
stattfindenden Überschwemmungen eine besondere Dioxinbelastung auf. Eine
Beweidung (Rinder, Schafe) von solchen potentiell „belasteten“ Flächen geht mit
einem Risiko für Verbraucherinnen und Verbraucher einher, da es zu
Überschreitungen gesetzlicher Höchstgehalte in den Produkten (Muskulatur, Leber
und Milch) der Nutztiere kommen kann. Auch dort gewonnene Grundfuttermittel
(Grassilage, Heu) können Dioxingehalte aufweisen, die den zulässigen Höchstgehalt
überschreiten. Aus gewichtigen Gründen (Hochwasserschutz, Erhalt des typischen
Landschaftsbildes, Ökonomie der Betriebe) ist eine Nutzung dieser Flächen dennoch
anzustreben. In früheren Untersuchungen zeigte sich, dass eine Bewirtschaftung des
elbangrenzenden Grünlands unter bestimmten Bedingungen generell möglich ist
(GUDE 2008).
Für die vorliegende Arbeit wurde ein Versuchsbetrieb ausgewählt, bei dem eine
standortspezifisch erhöhte Dioxinexposition vorlag: Das Grünland im Elbdeichvorland
wurde im Sommer als Weidefläche für die Rinder genutzt und diente zudem der
Grundfuttermittelgewinnung (Grassilage). Als mögliches Konzept zur Nutzung
dioxinbelasteter Grünlandflächen wurde in dieser Arbeit nur die Färsenvornutzung
untersucht. Dabei sollten die Färsen, die zunächst potentiell kontaminiertes Futter –
Grassilagen und Weideaufwuchs aus dem Elbdeichvorland – aufnahmen, ein Kalb
zur Welt bringen und dann über einen Zeitraum von mehreren Monaten bis zu ihrer
Schlachtung mit gesichert unbelasteten Futtermitteln versorgt werden. Ziel dieses
Feldversuches war es, zu prüfen, ob durch das „Absetzen“ des belasteten Futters
und eine „Ausmast“ mit unbelasteten Futtermitteln die Dioxingehalte in den
Schlachtfärsen (d. h. in der Muskulatur) soweit zurückgehen, dass diese Werte
unterhalb des zulässigen Höchstgehaltes liegen. In diesem Versuch sollte auch
geklärt werden, wann dieses „Absetzen“ der belasteten Futtermittel, d. h. diese
Futterumstellung erfolgen muss, damit – im Sinne des Verbraucherschutzes –
121

Diskussion
absolut „sicheres“ Rindfleisch gewonnen werden kann. Hierbei stand stets die
Lebensmittelsicherheit bzw. der Verbraucherschutz im Vordergrund: Die
Schlachtkörper wurden bis zum Eintreffen der Analysenergebnisse auf dem
Schlachthof „vorläufig beschlagnahmt“ und gelangten nur dann in die
Lebensmittelkette, wenn die Dioxingehalte unterhalb des zulässigen Höchstgehaltes
lagen. Die Lebern aller Tiere wurden aufgrund der Einstufung des Versuchsbetriebes
als „Risikobetrieb“ ohnehin im Anschluss an die Probenahme verworfen.
Im Fokus der Untersuchungen standen – aufgrund der oben beschriebenen
besonderen Situation in der Elbtalaue – die polychlorierten Dibenzo-p-dioxine und
Dibenzofurane (PCDD/F). Die dioxinähnlichen PCB standen zunächst nicht im Fokus
(diesen kommt in dieser Region praktisch keine Bedeutung zu, HEUER et al. 2011);
ihre Gehalte wurden dennoch bei den Proben aus wissenschaftlichem Interesse
mitbestimmt. Während die ersten Proben (Boden, Futtermittel, Tierproben) – wie
erwartet – „geringe“ dl-PCB-Gehalte aufwiesen, fielen bei der zweiten Färsengruppe
aber dennoch recht hohe dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur der Schlachttiere auf
(siehe unten). Dies führte zu der Entscheidung, auch stets die dl-PCB-Gehalte mit zu
erfassen. Der Schwerpunkt blieb aber aufgrund der primären Fragenstellung bei den
PCDD/F, d. h. den klassischen Dioxinen.
5.2 Kritik des Materials und der Methoden
5.2.1 Anzahl der Tiere bzw. Proben
Auf dem „Versuchsbetrieb“ standen insgesamt 51 Färsen für die „eigentlichen“
Untersuchungen, d. h. für das Konzept dieser Form der Färsenvornutzung zur
Verfügung. Da dieses Konzept auf seine Praxistauglichkeit geprüft werden sollte,
wurden auch die Tiere weiterhin im „Versuch“ gelassen, die das Prozedere nicht
regelkonform durchliefen. Somit konnten am Ende zwar die Daten aller 51
„Versuchsfärsen“ erhoben werden, jedoch verringerte sich die Anzahl der Tiere, die
einen identischen Versuchsablauf aufwiesen. Da die Schlachtgruppen aus maximal 8
Tieren gebildet wurden, war die Anzahl der Tiere, die über eine gleiche Zeitspanne
mit unbelastetem Futter versorgt wurden, recht gering. Es gab verschiedene Gründe,
warum bei den Schlachtgruppen bewusst auf größere Tierzahlen verzichtet wurde.
122

Diskussion
Zum einen sollte im Rahmen dieser Untersuchungen der Frage nachgegangen
werden, wann das belastete Futter vor der Schlachtung „abgesetzt“, d. h. durch
unbelastetes Futter ersetzt werden muss, um tolerierbare Dioxingehalte im Fleisch
zu erhalten. Vor diesem Hintergrund wurden bewusst unterschiedliche
„Absetzfristen“ gewählt. Zum anderen sollte auch die Wirtschaftlichkeit berücksichtigt
werden: Die Schlachttermine und die Auswahl der an diesem Zeitpunkt
geschlachteten Färsen richteten sich auch danach, ob die Tiere bereits ihr
Schlachtgewicht erreicht hatten. Ein weiterer Grund, warum die Tierzahlen pro
Schlachtgruppe meist 4 und höchstens 8 betrugen, fand sich in der Dioxinanalytik
begründet. Diese ist personell sehr aufwändig und zeitintensiv, so dass größere
Probemengen nicht in der gleichen Zeit hätten untersucht werden können. Aber auch
schon allein aufgrund des gewissen Risikos, das mit dem Konzept einherging,
wurden kleinere Schlachtgruppen bevorzugt. Da bei den Tieren von einer ähnlichen
Belastungssituation und somit von einer ähnlichen Dioxinlast ausgegangen werden
konnte (siehe GUDE 2008), wurde durch die Wahl kleiner Schlachtgruppen ein
geringeres Risiko eingegangen: Hätte sich die Einsatzdauer der unbelasteten
Futtermittel vor der Schlachtung als unzureichend erwiesen, wäre es eventuell
erforderlich gewesen, sämtliche Schlachtkörper dieser Gruppe zu verwerfen. Dies
wäre – je nach Anzahl der verworfenen Tiere – mit hohen wirtschaftlichen Verlusten
einhergegangen.
Der Grund dafür, dass parallel nicht noch weitere Betriebe für diesen Versuchsplan
ausgewählt wurden, sind die hohen Kosten der Dioxinanalytik – die Untersuchung
einer einzigen Probe kostet mehrere Hundert Euro. Diese hohen
Untersuchungskosten begründeten auch, dass von diversen Proben (Kolostrum,
Milch, Leber) lediglich Sammelproben untersucht wurden. Da bei diesen Produkten
zu keiner Zeit eine Verwendung als Lebensmittel in Betracht gezogen wurde,
mussten ohnehin keine Einzeluntersuchungen erfolgen. Auch bei den Futtermitteln
musste aus finanziellen Gründen von weiteren bzw. mehrfachen Dioxinanalysen
abgesehen werden. Um zu zeigen, dass die Tiere über das Futter nachweislich
dioxinexponiert wurden und um sicherzustellen, dass nach der Futterumstellung nur
123

Diskussion
unbelastetes Futter zum Einsatz kam, wurde je eine Probe der angebotenen
Futtermittel auf ihren Dioxingehalt untersucht.
Die Tatsache, dass in der vorliegenden Arbeit nur von einem „Kontrolltier“ (F 0), also
einer Färse ohne Absetzen des belasteten Grundfutters, die Dioxinbelastung in der
Muskulatur und in der Leber bestimmt wurde, liegt darin begründet, dass vorherige
Untersuchungen (Dissertationen SCHULZ 2005 und GUDE 2008) zeigen konnten,
dass bei den Tieren, die ohne ein Absetzen des belasteten Grundfutters aus dem
Elbdeichvorland geschlachtet werden, ein besonderes Risiko bezüglich
Höchstgehaltüberschreitungen vorliegt.
5.2.2 Futtermittel und angewandtes Fütterungskonzept
Die Futtermittel wurden aufgrund ihrer zu erwartenden Dioxingehalte in zwei
Gruppen unterteilt: Belastete und unbelastete Futtermittel. Bis zur Futterumstellung
nahmen die Tiere also ein Futter auf, das aufgrund der standortspezifischen
Gegebenheiten als potentiell dioxinbelastet anzusehen war. Jede der „belasteten“
Grassilagen, die während des Versuchszeitraums im Einsatz waren, wies einen
PCDD/F-Gehalt auf, der den gesetzlichen Höchstgehalt deutlich überschritt. Eine
Probe wies sogar einen Dioxingehalt auf, der über dem 6fachen des Erlaubten lag.
Diese unerwartet hohe Belastungssituation bei den Grassilagen ging zunächst mit
einer amtlichen Sperrung, d. h. dem Verfütterungsverbot dieser Futtermittel einher.
Es folgte daraufhin umgehend die Beantragung einer Ausnahmegenehmigung
nach § 69 LFGB beim Niedersächsischen Landesamt für Verbraucherschutz und
Lebensmittelsicherheit (LAVES), damit das Futter im Rahmen eines
Fütterungsversuches dennoch zum Einsatz kommen durfte. Toxische Effekte waren
bei den Tieren durch diese Futtermittel nicht zu erwarten, da diese erst bei
außerordentlich hohen, akzidentell bedingten PCDD/F-Kontaminationen zu
befürchten sind (GUDE et al. 2008, SCAN 2000). Bis zum Eintreffen der
Genehmigung wurden die Tiere des Versuchsbetriebes mit unbelastetem Futter
versorgt. Während die erste Gruppe von Färsen (F I) zu diesem Zeitpunkt ohnehin
schon „planmäßig“ die unbelastete Maisration erhielt (die Futterumstellung war
bereits erfolgt), bekamen die Färsen der zweiten und dritten Gruppe (F II, F III)
zunächst eine unbelastete Grassilage (aus dem Binnendeichbereich). Da die
124

Diskussion
Ausnahmegenehmigung erst eintraf, als die Kälber der zweiten Färsengruppe bereits
geboren waren, erfolgte bei dieser Gruppe (F II) dann die Umstellung auf die
„Maisration“. Diese hier aufgezeigte Situation führte dazu, dass die Futterumstellung
der Färsen aus der Gruppe F II bereits – abweichend von dem ursprünglich
vorgesehenen Konzept – vor den Abkalbungen erfolgte. Die Gruppe F III wurde
unmittelbar nach dem Eintreffen der Ausnahmegenehmigung wieder mit Grassilagen
aus dem Vordeichbereich, d. h. mit belasteten Grassilagen, und erst nach den
Abkalbungen wieder mit unbelastetem Futter versorgt.
5.2.3 Fragliche Hintergrundbelastung einiger Tiere
Fünf Färsen aus der Gruppe F I wiesen eine unbekannte Vorgeschichte auf. Es
handelte sich dabei um Tiere, die bereits im tragenden Zustand auf den
Versuchsbetrieb kamen. Sie verbrachten die letzten 1,5 Lebensjahre auf dem
hiesigen Betrieb und standen eine Weidesaison auf den Vordeichflächen der Elbe.
Um Kenntnis über eine mögliche Vorbelastung zu erlangen, hätte eines dieser Tiere
bei Ankunft auf den Betrieb geschlachtet werden müssen. Ein solches Vorgehen war
jedoch strikt abzulehnen, da die Tiere tragend waren.
5.2.4 Unterschiedliche Dauer der Laktation und Ausmast
Sowohl die Laktationsdauer als auch die Zeitspanne, in der die vorgenutzten Färsen
„ausgemästet“ wurden (d. h. mit unbelasteter Maisration versorgt wurden), variierten
von Färsengruppe zu Färsengruppe, unterschieden sich aber auch innerhalb
einzelner Färsen- bzw. Schlachtgruppen. Beispielsweise wiesen einige Versuchstiere
keine Laktation auf (Färsen mit Totgeburten wurden weiterhin im Versuchsablauf
belassen). Die Dauer der Laktation hing mitunter davon ab, wann die Schlachtung
der jungen Muttertiere stattfand. Folglich variierte die Zeitspanne, in der diese Färsen
einen gewissen Anteil ihrer Dioxinlast über die Milch abgeben konnten. Zum einen
ließen sich somit zwar nur die Daten weniger Tiere, die einen identischen
Versuchsablauf aufwiesen, auswerten, zum anderen erfolgte somit jedoch eine
praxisbezogene Datenauswertung. Auf die Gründe für die recht großen Variationen
bezüglich der „Ausmastdauer“ der Tiere bzw. ihrer Versorgung mit unbelasteten
Futtermitteln wurde bereits im Kapitel 5.2.1 eingegangen.
125

Diskussion
5.2.5 Probenahme und Analytik
Boden
Zweifelsohne sind 4 Bodenproben nicht ausreichend, um eine repräsentative
Aussage zur Belastungssituation einer 27 Hektar großen Weidefläche zu treffen, da
im Boden an verschiedenen Entnahmepunkten mit einer unterschiedlichen
Dioxinbelastung zu rechnen ist (KAMPHUES und SCHULZ 2006, SCHULZ
2004/2005a, SCHULZ et al. 1993). Da in dieser Arbeit aber ohnehin nicht die genaue
Dioxinbelastung des Bodens der Weidefläche im Vordergrund stand, sondern
lediglich eine grobe Einschätzung zur aktuellen betriebsspezifischen
Belastungssituation getroffen werden sollte, konnte aus Kostengründen auf weitere
Untersuchungen verzichtet werden.
Futtermittel
Wie bereits erwähnt, wurde aufgrund der hohen Untersuchungskosten bei der
Bestimmung der PCDD/F- und dl-PCB-Belastung nur jeweils eine Probe der
verwendeten Futtermittel untersucht. Da diese Arbeit keine Fütterungsstudie im
klassischen Sinne darstellte, d. h. keine Beurteilung der Verdaulichkeit von
Futtermitteln oder Resorption einer im Futter enthaltenen Substanz erfolgte, konnte
auf weitere Untersuchungen verzichtet werden. Es sollte lediglich gezeigt werden,
dass das „belastete“ Futter die entscheidende Dioxineintragsquelle der Tiere
darstellte, bzw. sichergestellt werden, dass den Tieren in der Zeit vor der
Schlachtung ausschließlich „unbelastetes“ Futter angeboten wurde. Da die
Versuchstiere nicht von Geburt an betreut wurden, konnten Futtermittel, die noch vor
dem Beginn des Feldversuchs zum Einsatz kamen, nicht untersucht werden. Die
erhöhte Dioxinexposition der hier untersuchten Tiere stand aber aufgrund der
standortspezifischen Gegebenheiten des Betriebes außer Frage.
Kolostrum/Milch
Die Entnahme der Kolostrum- und Milchproben erfolgte unter möglichst sauberen
Bedingungen. Da die Proben aber auf dem Betrieb genommen wurden und somit
keine sterilen Bedingungen vorherrschten, ist eine Kontamination der Milch während
der Probenahme nicht gänzlich auszuschließen.
126

Diskussion
Muskulatur
Wie beschrieben, wurden verschiedene Lokalisationen zur Probenahme der
Muskulatur herangezogen. Zunächst wurde die sogenannte „Stichstelle“ an der
Halsregion ausgewählt, um den Wertverlust des Schlachtkörpers möglichst gering zu
halten. Da das hier gewonnene Muskelgewebe sehr viel Bindegewebe aufwies (zur
Dioxinanalytik wird möglichst bindegewebsarmes Material bevorzugt bzw. benötigt)
und dies die Gefahr mit sich brachte, dass die ohnehin schon über mehrere Tage
andauernde Dioxinanalytik noch mehr Zeit benötigte, wurde bei den folgenden
Schlachttieren die dorsale Unterarmmuskulatur zur Probenahme herangezogen. Die
Proben der Färse F 0 und der totgeborenen Kälber wurden aus der
Oberschenkelmuskulatur gewonnen. Da davon ausgegangen werden kann, dass
Dioxine im Fett verschiedener Muskelpartien einigermaßen gleichmäßig verteilt sind
(BAG 2008, GUDE 2008), lassen sich die Dioxingehalte in den Proben trotz der
unterschiedlichen Probenahmelokalisationen miteinander vergleichen.
Leber
Die Lebern mussten ohnehin im Vorhinein von der Lebensmittelkette
ausgeschlossen werden. Daher erfolgte bei den Lebern der Versuchsfärsen aus
Kostengründen lediglich die Bestimmung der Dioxin- und dl-PCB-Gehalte in
Sammelproben.
Weitere mögliche Untersuchungen
Wie mehrfach erwähnt, wurde die Zahl der zu untersuchenden Proben aus
Kostengründen nicht weiter ausgedehnt. Sicherlich wären weitere Probenahmen bei
den oben genannten Matrizes wünschenswert gewesen. Zudem hätten auch weitere
Probenahmen folgender Matrizes einen zusätzlichen Erkenntnisgewinn mit sich
bringen können:
• Bodennahe Matrix
• Panseninhalt
• Kotproben
• Blutproben
• Fettgewebsbiopsien
127

Diskussion
Auf den möglichen Erkenntnisgewinn, der ggf. in weiteren Studien näher eruiert
werden könnte, wird in den nachfolgenden Abschnitten eingegangen.
Aus Untersuchungen von SCHULZ (2004/2005a, 2005) geht hervor, dass die dem
Boden direkt aufliegende Schicht (= bodennahe Matrix) mit Abstand die höchsten
Dioxingehalte aufwies (SCHULZ 2004/2005, SCHULZ 2005, GUDE 2008, GUDE et
al. 2008, KAMPHUES und SCHULZ 2006, TAUBE und KAMPHUES 2009). Da diese
Matrix – wie der Name bereits sagt – dem Erdboden unmittelbar aufliegt und damit
beim Grasen leicht aufgenommen werden kann, kommt dieser Schicht bei der
Weidehaltung möglicherweise noch eine größere Bedeutung, als dem Boden der
Weidefläche zu. Eine Untersuchung dieser Matrix hätte diese zusätzliche
Expositionsmöglichkeit beim Weidegang berücksichtigt.
Im Rahmen der Arbeit von GUDE (2008) wurde nach der Schlachtung der
Panseninhalt von Tieren auf den PCDD/F-Gehalt untersucht, um den tatsächlichen
Dioxineintrag über die Futteraufnahme quantifizieren zu können. Dabei werden auch
jegliche Bestandteile, die im Rahmen der Nahrungsaufnahme unbewusst/ungewollt
aufgenommen werden, berücksichtigt (z. B. bodennahe Matrix, Wurzelmasse,
Schmutz). Da die Versuchstiere in der vorliegenden Arbeit in den letzten Monaten
vor ihrer Schlachtung ausschließlich unbelastetes Futter bekamen, konnte auf diese
Untersuchung verzichtet werden. Der Panseninhalt wäre zur Abschätzung der
Dioxinexposition über die Futteraufnahme lediglich dann geeignet gewesen, wenn
die Tiere zu einem Zeitpunkt beprobt worden wären, als sie noch belastetes Futter
bekamen. Hierfür wären fistulierte Tiere notwendig gewesen. Dieser enorme
Mehraufwand und die Mehrkosten wären mit dem „geringen Erkenntnisgewinn“ nicht
zu vereinbaren gewesen. Die Entnahme und Untersuchung von Kotproben wären
möglicherweise (in Zukunft) als „Kontrolle“ geeignet, um sicherzustellen, dass nach
der Umstellung auf unbelastetes Futter keine weitere Dioxinexposition erfolgt. Da im
Rahmen dieses Feldversuchs aber nach der Futterumstellung nachweislich
unbelastetes Futter zum Einsatz kam, konnte hiervon abgesehen werden.
Blutproben wären – sofern Blut/Serum als geeigneter Indikator dienen würde – eine
Möglichkeit, die Dioxinbelastung eines Tieres vor der Schlachtung zu überprüfen, um
einen wirtschaftlichen Totalverlust zu vermeiden. Nach einer mehrmonatigen
128

Diskussion
Versorgung mit unbelastetem Futter könnte zunächst das Blut untersucht werden
und je nach Dioxingehalt das Tier entweder geschlachtet oder die Schlachtung
zunächst „aufgeschoben“ werden. Aus Untersuchungen mit Rindern (beispielsweise
von FEIL et al. 2000 und HIRAKO 2008b) bzw. mit Göttinger Minischweinen
(WITTSIEPE et al. 2007) ging jedoch hervor, dass die Dioxingehalte im Blut/Serum
nicht mit denen anderer Gewebe (z. B. Fettgewebe und Muskulatur) übereinstimmen
und Serum nicht geeignet ist, die Dioxinbelastung in Tieren vorauszusagen (FEIL et
al. 2000).
Die Untersuchungen von wiederholten, in regelmäßigen Zeitabständen genommenen
Fettgewebsbiopsien (subkutanes Fettgewebe) der Färsen während der Ausmast
mit unbelastetem Futter hätten einen Anhaltspunkt über die Abnahme der
Dioxinkonzentrationen in den Tierkörpern geben können. Anhand einer solchen
Verlaufsuntersuchung wäre dann möglicherweise der Schlachtzeitpunkt zu
bestimmen gewesen. In der Literatur wird kontrovers diskutiert, ob die Dioxingehalte
im Fettgewebe mit denen in der Muskulatur korrelieren und subkutanes Fettgewebe
als geeigneter Indikator zur Einschätzung der Dioxinbelastung eines Schlachttieres
fungieren kann. MARCHAND et al. (2010) halten dies – unter Vorbehalt, dass
zunächst noch weitere Daten erhoben werden müssten – für möglich. Andere
Untersuchungsergebnisse konnten hingegen zeigen, dass in der Muskulatur zum Teil
deutlich höhere Gehalte vorliegen können als im Fettgewebe, so z. B. in
Untersuchungen von FEIL et al. (2000), LENK (2007), SCHULZ (2005), THORPE et
al. (1999) und THORPE et al. (2001). Ob sich Fettgewebsbiopsien nun dazu
verwenden ließen, die Schlachttiere nach einer Ausmast mit unbelastetem Futter als
„für die Schlachtung geeignet“ einzuschätzen (um dadurch das Risiko der
Höchstgehaltüberschreitungen zu minimieren), bliebe noch zu klären. Aber selbst
wenn sich dies als möglich erweisen würde, wäre ein solches Vorgehen bislang
finanziell nicht tragbar (zwei Dioxinanalysen ≈ Erlös für einen Schlachtkörper).
5.3 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte im Boden
Die Dioxingehalte in den Bodenproben, die der Weidefläche entnommen wurden,
bestätigten die erwartete Bodenbelastung (siehe hierzu: SCAN 2000 bzw. UBA 1992,
zitiert in SCHULZ 2005 und GUDE 2008). Dass sich die Dioxingehalte in den vier
129

Diskussion
Bodenproben zum Teil deutlich unterschieden, ist nicht unüblich, da die
Dioxinbelastung innerhalb einer Überschwemmungsfläche sehr inhomogen verteilt
sein kann (SCHULZ et al. 1993, SCHULZ 2004/2005a, KAMPHUES und SCHULZ
2006). Im Vergleich zu der Dioxinbelastung erscheint die dl-PCB-Belastung in den
Bodenproben der Weidefläche mit 0,488 bis 4,98 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS
verhältnismäßig gering, kann jedoch bereits als leicht erhöht angesehen werden
(zumindest im Vergleich mit der Hintergrundbelastung in baden-württembergischen
Böden; WAHL et al. 2013).
5.4 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte: „Betriebsproben“
Die Kehrichtprobe wurde genommen, um eine Einschätzung über die
Belastungssituation auf der eigentlichen Hoffläche zu erlangen. Es zeigte sich, dass
auch diese mit Dioxinen kontaminiert war. Da sich die Silagemieten mit den
belasteten Grassilagen in unmittelbarer Nähe dieser Hoffläche befanden und zudem
zum Zeitpunkt der Probenahme noch eine Färsengruppe (F III) belastetes Futter
bekam, ist es nachvollziehbar, dass auch im Material, das neben den Ställen anfiel,
gewisse Dioxinmengen gefunden wurden. Des Weiteren wurde die Hoffläche mit
landwirtschaftlichen Maschinen befahren, die zum Teil davor auf den
Grünlandflächen im Elbdeichvorland eingesetzt wurden, so dass durch das
abfallende abgetrocknete Erdmaterial, das über das Reifenprofil eingetragen wird,
eine Dioxinkontamination des Hofes erfolgen konnte. Während für die
Dioxinkontamination somit eine plausible Erklärung vorlag, konnte für den deutlich
höheren dl-PCB-Gehalt, der einem nahezu 9fachen des PCDD/F-Gehaltes
entsprach, bis zum Ende der Untersuchungen keine Erklärung gefunden werden. In
einer von WAHL et al. (2013) erwähnten „Kehrprobe“ wurde ein ähnlicher dl-PCB-
Gehalt festgestellt – eine mögliche Erklärung für eine derart hohe Belastung konnte
aber auch dort nicht gefunden werden. Um eine Einschätzung solcher dl-PCB-
Gehalte in „Kehrichtproben“ treffen und mögliche Konsequenzen beurteilen zu
können (das Zurückfegen des verstreuten Futters in den Trog könnte – bedingt durch
diesen „Dreck“ – mit einem Schadstoffeintrag einhergehen), wäre es zunächst
erforderlich, dieses spezielle Probenmaterial in größerem Umfang zu untersuchen,
um Kenntnisse zu „Normalwerten“ bzw. zur „Hintergrundbelastung“ zu erhalten.
130

Diskussion
Die Beprobung des Stallmaterials erfolgte, nachdem im Fleisch der Gruppe F II dl-
PCB-Gehalte nachgewiesen wurden, die den Auslösewert überschritten. Da eine
erhöhte dl-PCB-Belastung über die Futtermittel ausgeschlossen werden konnte,
sollte die mögliche Eintragsquelle gefunden und unterbunden werden. Auch die
Weidefläche kam als Haupteintragspfad für die dioxinähnlichen PCB eher nicht in
Betracht, da sich auch diese nicht von der unterschied, auf der die Färsen aus der
Gruppe F I weideten. Der wesentliche Unterschied zwischen diesen beiden
Tiergruppen bestand während der Stallhaltung. Die Färsengruppen standen in
unterschiedlichen Ställen. In dem Stall, in dem die „dl-PCB-belastete“ Gruppe F II
untergebracht war, dienten alte Strommasten als Pfosten. Zudem konnte bei den in
diesem Stall verbauten Brettern nicht ausgeschlossen werden, dass diese in früherer
Zeit einer Behandlung mit Holzschutzmittel ausgesetzt wurden. Vor diesem
Hintergrund wurde von den Brettern und Pfosten etwas Material abgetragen und auf
den dl-PCB-Gehalt untersucht. Die Tiere hatten keine großen Holzmengen
aufgenommen, so dass dies – in Verbindung mit dem darin bestimmten dl-PCB-
Gehalt – als primäre Ursache für die Belastung im Fleisch der Tiere eher
auszuschließen ist. Es gilt jedoch zu bedenken, dass bislang für das Verhalten von
dl-PCB (z. B. Carry-over), vor allem im Hinblick auf Fleischrinder, nur unzureichend
Daten vorliegen (WAHL et al. 2013) und sich viele Fragen zu den Quellen,
Transportpfaden sowie dem Verhalten der dl-PCB noch nicht beantworten lassen
(KERST et al. 2002). Es gibt Untersuchungen, die vermuten lassen, dass
dioxinähnliche PCB eine noch ausgeprägtere Tendenz zur Akkumulation im Tier
aufweisen, als es ohnehin schon für die PCDD/F bekannt ist (FERNANDES et al.
2011, ISOSAARI et al. 2004). Aber selbst unter der Annahme, dass dl-PCB vermehrt
akkumulieren ist es unwahrscheinlich, dass diese geringen Mengen an
aufgenommenem Holzmaterial zu einer Belastung in den Schlachtkörpern der
Färsen geführt haben. Spekulativ wäre auch möglich, dass eine erhöhte
Luftbelastung durch die Ausgasung dieser Schadstoffe aus dem kontaminierten Holz
zu der Belastung der Tiere beigetragen hat. Es wurde nachgewiesen, dass
kontaminiertes Baumaterial zu einer Freisetzung von dl-PCB führen und so mit einer
erhöhten Luftbelastung in den Gebäuden einhergehen kann (WEBER et al. 2013).
131

Diskussion
5.5 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte: Futtermittel
Anlehnend an die Gliederung aus dem Ergebnisteil wird zunächst auf die Futtermittel
eingegangen, die auf dioxinbelasteten Standorten gewonnen wurden („belastete“
Futtermittel) und im Anschluss daran auf die von unbelasteten Standorten
stammenden Futtermitteln („unbelastete“ Futtermittel). Sowohl die „belasteten“
Grassilagen als auch das Futter, das in den letzten Monaten vor der Schlachtung
zum Einsatz kam, zeigten die in der Wiederkäuerfütterung üblichen Nährstoffgehalte
(DLG 1997; LUFA NORD-WEST 2013a+b). Jedoch wiesen die Rohaschegehalte in
einigen Futtermitteln auf eine Erdkontamination hin (sie überschritten den von der
LUFA Nord-West vorgeschlagenen Zielwert; LUFA NORD-WEST 2013a).
5.5.1 Futtermittel „belasteter Standorte“
Dass die Tiere vor der Futterumstellung, d. h. während der Aufzucht und der
Trächtigkeit, tatsächlich einer gewissen Dioxinexposition über die Futtermittel
ausgesetzt waren, zeigte sich in den Untersuchungsergebnissen. Besonders die
Dioxingehalte in den Grassilagen (alle deutlich > Höchstgehalt) machten deutlich,
dass die Tiere während ihres Lebens zweifelsohne „beachtliche“ Dioxinmengen über
das Futter aufnahmen. Auch wenn die meisten Weideaufwuchsproben nur geringe
Dioxingehalte aufwiesen, konnte davon ausgegangen werden, dass die Färsen
während der Weideperiode dennoch dioxinexponiert waren: Rinder können während
der Futteraufnahme gewisse Bodenmengen aufnehmen (bis zu 1,5 kg täglich;
MAYLAND et al. 1975), was dann auch – je nach Bodenbelastung zum Teil erheblich
– zur Gesamtbelastung der Tiere beitragen kann (MCLACHLAN et al. 1997). Da die
Weidefläche während der Weidesaison 2012 stets eine dichte Grasnarbe aufwies
und bei den Probenahmen keine geringere Abbisshöhe als 5 cm festgestellt wurde,
kann die Bodenaufnahme zumindest in dieser Weidesaison als eher moderat
eingeschätzt werden. Aufgrund der bewusst gewählten worst case-Situation (freier
Zugang zur Elbe und zu den Bracks) konnte aber mit einem zusätzlichen
Dioxineintrag gerechnet werden: Die kontaminierten Sedimente im Wasser können
durch die Rinder beim Betreten der Uferzonen aufgewirbelt und beim Tränken
aufgenommen werden (GUDE 2008).
132

Diskussion
Über die Ascheanteile bzw. – noch genauer – über die Anteile HCl-unlöslicher Asche
lässt sich eine Aussage zur Kontamination von Futtermitteln treffen (SCHULZ
2004/2005a, SCHWIND et al. 2009). Hohe Rohasche-, bzw. HCl-unlösliche
Aschegehalte sind ein Beleg für erdige bzw. sandige Verunreinigungen (SCHULZ
2004/2005a). Da die Dioxinbelastung der Futtermittel größtenteils durch anhaftende
Sedimente und/oder Bodenanteile bestimmt wird (SCHULZ 2004/2005a, SCHULZ
2005, GUDE 2008, GUDE et al. 2008), zeigen sich gewisse Korrelationen zwischen
dem Aschegehalt und der Dioxinbelastung in den Grundfuttermitteln (so
beispielsweise bei HEUER et al. 2011, SCHULZ 2004/2005a, SCHWIND et al.
2010). Sofern das Futter auf belasteten Böden gewonnen wird, kann davon
ausgegangen werden, dass steigende Aschegehalte im Allgemeinen auch mit
ansteigenden Dioxingehalten einhergehen (SCHULZ 2004/2005a).
Bei einer gemeinsamen Betrachtung der PCDD/F- und Aschegehalte in den
Grassilagen belasteter Standorte ging aus den Untersuchungen hervor, dass ein
steigender Verunreinigungsgrad (höhere Aschegehalte) mit der Wahrscheinlichkeit
gekoppelt ist, höhere Dioxingehalte nachweisen zu können. Diese Beobachtung
stimmt mit denen früherer Untersuchungen (z. B. von SCHULZ 2004/2005a,
SCHWIND et al. 2010) überein.
Abbildung 13: Betrachtung der PCDD/F- bzw. dl-PCB-Gehalte in Abhängigkeit der Gehalte HClunlöslicher
Asche in den Grassilagen belasteter Standorte
133

Diskussion
Dieser Trend konnte für die dl-PCB nicht beobachtet werden – ihre Gehalte blieben
auch bei höheren Ascheanteilen in den Grassilagen auf einem insgesamt niedrigen
Niveau. Diese Beobachtung machten auch SCHWIND et al. (2010) und HEUER et
al. (2011) bei ihren Untersuchungen: Die PCDD/F-Gehalte korrelierten mit den
Aschegehalten in den Proben; bei den dl-PCB konnten die Autoren eine solche
Korrelation hingegen nicht beobachten.
Bei dem Weideaufwuchs wiesen zwei der Proben hohe Dioxingehalte auf. Die
Aschegehalte in den dazugehörigen Probenaliquoten waren jedoch – im Vergleich
mit denen anderer Weideaufwuchsproben – nicht deutlich höher, so dass in diesem
Fall eine sehr hohe Kontamination mit Erde/Sand nicht für die Dioxinbelastung
verantwortlich gemacht werden konnte. Um ausschließen zu können, dass die
jeweiligen Probenaliquote (ein Probenanteil wurde zur Dioxinanalytik versandt, ein
weiterer stand für die institutseigenen Untersuchungen zur Verfügung)
möglicherweise große Unterschiede in ihrem Kontaminationsgrad aufwiesen, wurden
nachträglich die „Aschegehalte“ (Ra und HCl-unlösliche Asche) auch in allen bereits
in der Dioxinanalytik untersuchten Probenaliquoten bestimmt. Da Weideaufwuchs im
Allgemeinen sehr heterogen mit Erde kontaminiert sein kann, wäre dies eine
mögliche Erklärung für diese „Ausreißer“ gewesen. Die zusätzlichen Untersuchungen
konnten dies jedoch nicht bestätigen. Es wäre auch denkbar, dass der
Weideaufwuchs dieser Proben vermehrt mit Exkrementen kontaminiert war. Da
Kuhfladenreste hohe Dioxingehalte aufweisen können (SCHULZ 2004/2005a;
relative Anreicherung der Dioxine im Kot durch die Verdauung der Nährstoffe),
könnte dies die höheren Dioxingehalte in den zwei Proben möglicherweise erklären.
Die übrigen Weideaufwuchsproben wiesen ein sehr niedriges „Belastungsniveau“ auf
und auch das Schnittgut für die Grassilage enthielt nur geringe Dioxinmengen. Dies
bestätigt die Aussagen anderer Autoren (u. a. GUDE 2008, GUDE et al. 2008,
KAMPHUES und SCHULZ 2006, SCHULZ 2004/2005a, SCHULZ 2005) und die
Erfahrungen der Landwirtschaftskammer Niedersachsen, dass auf dioxinbelastetem
Grünland durchaus „unbelastetes“ Grundfutter gewonnen werden kann, sofern bei
134

Diskussion
der Ernte einige Punkte berücksichtigt werden (u. a. Ernte nur bei trockenem Wetter,
Schnitthöhe mindesten 8 cm). Näheres hierzu findet sich in den Merkblättern der
Landwirtschaftskammer Niedersachsen (siehe Kapitel 2.5).
5.5.2 Futtermittel „unbelasteter Standorte“
Eine wichtige – bzw. die wichtigste – Voraussetzung für das Konzept dieser Arbeit
war, dass die Tiere in den letzten Monaten vor ihrer Schlachtung ausschließlich
PCDD/F-unbelastetes Futter bekamen. Dies wurde durch die Dioxinanalytik der
Futtermittelproben sichergestellt. Es ging aus den Untersuchungsergebnissen
hervor, dass nicht nur die Futtermittel selbst unbelastet waren, sondern auch, dass
sie von unbelasteten Standorten gewonnen wurden: Trotz erdiger Kontaminationen,
d. h. recht hoher Aschegehalte – beispielsweise in der Grassilage, die im Rahmen
einer „Futtertischprobe“ untersucht wurde – wiesen die Proben nur geringe
Dioxingehalte auf.
Die dl-PCB zeigten sowohl bei den dioxinbelasteten als auch bei den unbelasteten
Futtermitteln geringe Gehalte. Folglich musste auf dem Versuchsbetrieb nicht von
einer erhöhten dl-PCB-Belastung der Futtermittel ausgegangen werden; dennoch
wiesen einige Schlachtkörper hohe dl-PCB-Gehalte auf.
5.6 PCDD/F- und dl-PCB- Belastung: Tiere
Auch in diesem Kapitel liegt der Schwerpunkt bei den PCDD/F, wobei – aus
„gegebenem Anlass“ – zum Teil auch auf die dl-PCB näher eingegangen wird.
5.6.1 Milch
Sowohl in den Kolostrumproben als auch in denen der reifen Milch dominierten die
hexa- und heptachlorierten Furane. Diese Kongenerendominanz ist für die
Dioxinbelastung von Milch in der Elbregion „typisch“ (SCHULZ 2005,
SCHULZ et al. 2004, SCHULZ et al. 2005a).
Bei den Kolostrum- und Milchproben, die zu einem Zeitpunkt gewonnen wurden,
als die Tiere noch belastetes Futter bekamen, musste ohnehin mit hohen
Dioxingehalten gerechnet werden, da die Aufnahme von dioxinbelastetem Futter mit
135

Diskussion
einer erhöhten Dioxinausscheidung über die Milch einhergeht (BRAMBILLA et al.
2008, FÜRST 1998, HIRAKO 2008a, JENSEN und HUMMEL 1982, SCHULZ et al.
2005a). Auch wenn ein Unterbinden des Dioxineintrages, d. h. ein Absetzen des
belasteten Futters, in der Regel zu einem schnellen Absinken der Dioxingehalte in
der Milch führt (FÜRST 1998, JENSEN und HUMMEL 1982, SCHULZ et al. 2004,
SCHULZ et al. 2005a+b, SCHULZ 2005, TAUBE und KAMPHUES 2009, TUINSTRA
et al. 1992), lassen sich die Dioxingehalte in den untersuchten Milchproben dennoch
erklären. Zum einen sollen bei der Milchfettsynthese im Wiederkäuer nur circa 60 %
der Fettsäuren in der Milch aus einer de novo Synthese hervorgehen und 40 % aus
dem Depotfett, der Leber oder aus dem Futter stammen (BRUCKMAIER 2010). Da
Dioxine im Fettgewebe und in der Leber der Tiere abgelagert werden, können diese
folglich auch dann noch in gewissen Mengen in die Milch gelangen, wenn die Tiere
bereits über längere Zeit mit unbelastetem Futter versorgt werden. Zum anderen
kann eine Fettmobilisation in den Tieren zu höheren Dioxingehalten in der Milch
führen (BRAMBILLA et al. 2008, CHOBTANG et al. 2011, SWEETMAN et al. 1999).
Zu einer Mobilisation körpereigener Fettreserven kann es durch einen
Energiemangel der Tiere (PRANGE 2001, URDL et al. 2011) oder auch durch
endokrine Änderungen im Stoffwechsel der Tiere, die mit der Geburtsvorbereitung
einhergehen, kommen (PRANGE 2001). Das eine Fettmobilisation jedoch nicht
zwingend mit hohen Dioxingehalten in der Milch einhergehen muss, konnte bereits
von SCHULZ (2005) beobachtet werden und geht auch aus den vorliegenden
Untersuchungen hervor: Bei der Gruppe F III wiesen beide Poolproben ähnliche
Dioxingehalte auf. Folglich gaben die Färsen, bei denen – bei aller Vorsicht (nur 2
Wiegungen; keine Berücksichtigung der Magen-Darm-Trakt-Füllung bei der
Wiegung) – angenommen werden konnte, dass sie aufgrund ihrer
Körpermassenverluste während der ersten 12 Laktationswochen auf eine
Fettmobilisation angewiesen waren, über ihre Milch (RM F III b) nur eine
unwesentlich größere Dioxinmenge ab als jene Färsen, bei denen von keiner
Fettmobilisation ausgegangen werden musste (Milchprobe RM F III a).
136

Diskussion
Bei der Milchprobe RM F I b (und in geringerem Ausmaß auch in der Probe RM F I c)
muss aufgrund der ungewöhnlich hohen Konzentrationen einiger Kongenere (OCDD,
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD und OCDF) von einer akzidentell bedingten Kontamination bei
der Probenahme ausgegangen werden. Im Allgemeinen nimmt die Transferrate in
die Milch mit einem steigenden Chlorierungsgrad ab (BRAMBILLA et al. 2008,
CHOBTANG et al. 2011, FIEDLER et al. 2000, FRIES 1987, FRIES 1995, GUDE et
al. 2008, HIRAKO 2008, RYCHEN et al. 2008, SCAN 2000), so dass die höher
chlorierten Kongenere eher in geringeren Konzentrationen in der Milch vorliegen.
Aufgrund der hohen Konzentrationen an OCDD und HpCDD könnte die
Kontamination durch einen Staubeintrag bedingt gewesen sein (BRUNS-WELLER
2013, persönliche Mitteilung).
5.6.2 Muskulatur
Da sich die 51 im Versuch genutzten Färsen auf 3 Gruppen verteilten, erfolgte
zunächst eine getrennte Betrachtung der Färsengruppen. Zwar war das angewandte
Fütterungsprinzip bei diesen drei Gruppen identisch, d. h. die Tiere wurden allesamt
vor ihrer Schlachtung über mehrere Monate mit unbelastetem Futter versorgt, jedoch
kamen vor der Futterumstellung jeweils unterschiedlich hoch kontaminierte
Futtermittel zum Einsatz. Des Weiteren wurde die Gruppe F II bereits vor den
Abkalbungen mit unbelastetem Futter versorgt und unterschied sich damit von den
anderen beiden Gruppen.
Die Reduktion der Dioxin- (bzw. PCB-) Belastung in den Tierkörpern wird in erster
Linie einem Verdünnungseffekt zugeschrieben, der durch die
Körpermassenzunahme (mit einem erheblichen Fettanteil) der Tiere erreicht wird.
Dies zeigte sich in Untersuchungen mit verschiedenen Tierarten (Rind, Geflügel,
Schwein) und wurde bereits von vielen Autoren postuliert, z. B. von ALP 2009,
DIRKS 2013, GUDE 2008, HESS und GEINOZ 2011, HOOGENBOOM et al. 2004,
HUWE 2002, FRIES 1987, FRIES 1995, JENSEN et al. 1981, KLEIN 1991, LENK et
al. 2006, LENK 2007, MARCHAND et al. 2010, MCLACHLAN 1996, MCLACHLAN
1997, NAGORNY 1991, SHEN et al. 2012a, THORPE et al. 2001, WEHR et al. 2007.
Es zeigte sich jedoch auch, dass die Dioxinabnahme während einer „dioxinfreien
137

Diskussion
Fütterungsphase“ nicht allein auf diesen Verdünnungseffekt zurückzuführen ist,
sondern auch andere Faktoren einen Einfluss auf den Rückgang der
Dioxinkonzentrationen im Fleisch der Tiere haben müssen (HOOGENBOOM et al.
(2004) und LENK (2007) bzw. LENK et al. (2006), SHEN et al. 2012a). So könnten
zusätzlich zu der Körperfettzunahme auch eine Metabolisierung oder Umverteilung
dieser Schadstoffe in andere Gewebe eine gewisse Bedeutung haben (DIRKS 2013,
LENK 2007, LENK et al. 2006). Des Weiteren kommt bei dem Rückgang der
Dioxinkonzentration im Schlachtkörper vermutlich auch der Laktation, d. h. der
Dioxinabgabe über die Milch, eine gewisse Bedeutung zu. Die Abgabe über die Milch
gilt als Haupteliminationsweg für diese lipophilen Schadstoffe (CHOBTANG et al.
2011, HESS und GEINOZ 2011, MCLACHLAN et al. 1990, PERRY et al. 1981,
RICHTER und MCLACHLAN 2001, SCAN 2000). Auch wenn ein Teil der Dioxine
unbestritten über die Milch abgegeben werden kann, verliert diese Möglichkeit zur
Reduktion der Dioxingehalte aber im Vergleich zu dem Verdünnungseffekt über die
Körpermassenzunahme (Fettgewebszunahme) vermutlich an Bedeutung. Besonders
bei Fleischrindern können sich die Dioxine aufgrund der hohen Wachstumsraten auf
eine größere Körpermasse verteilen, so dass die Dioxingehalte hierdurch eine
Verdünnung erfahren (MCLACHLAN 1994, 1996, 1997). Bereits 1987 konnte von
FRIES gezeigt werden, dass sich die TCDD-Konzentrationen durch die
Körperfettzunahme der Rinder reduzierte. STARTIN et al. (1994) beobachtete dies
bei wachsenden Bullenkälbern, und auch in den Untersuchungen von JENSEN et al.
(1981) kann von einem vergleichbaren Zusammenhang ausgegangen werden. Auch
für polychlorierte Biphenyle konnte dieser Effekt bei Mastbullen beobachtet werden
(NAGORNY 1991). Es folgten weitere Untersuchungen, in denen dieser
Verdünnungseffekt bei verschiedenen Tierarten beobachtet werden konnte. In den
letzten Jahren wurde dies beispielsweise bei Kälbern (GUDE 2008 sowie HESS und
GEINOZ 2011), Broilern (HOOGENBOOM et al. 2004) und Schweinen
(HOOGENBOOM et al. 2004, LENK et al. 2006, LENK 2007, SHEN et al. 2012a,
SPITALER et al. 2005 und WEHR et al. 2007) beschrieben.
Bei der Auswertung der Ergebnisse aus der vorliegenden Arbeit wurde das
Hauptaugenmerk darauf gerichtet, über welchen Zeitraum die Tiere vor ihrer
138

Diskussion
Schlachtung mit unbelastetem Futter versorgt wurden und wie sich die
Körpermassenzunahmen in dieser Zeit verhielten. Auch die Möglichkeit der
Dioxinabgabe über die Milch wurde berücksichtigt und geprüft, ob möglicherweise
die fehlende Laktation dazu beigetragen hatte, dass „höhere“ Dioxingehalte in der
Muskulatur beobachtet werden konnten.
F I:
Das Balkendiagramm zeigt die PCDD/F-, dl-PCB- sowie Summengehalte in den
einzelnen Muskulaturproben der Färsen aus der Gruppe F I, die im Anschluss einer
3- bis 10monatigen Fütterungsphase mit unbelasteten Futtermitteln geschlachtet
wurden. Die Werte lagen allesamt deutlich unterhalb der zulässigen Höchstgehalte
für PCDD/F bzw. der Summe (∑) aus Dioxinen und dioxinähnlichen PCB (Linien).
pg WHO-TEQ/g Fett
4.40
4.20
4.00
3.80
3.60
3.40
3.20
3.00
2.80
2.60
2.40
2.20
2.00
1.80
1.60
1.40
1.20
1.00
0.80
0.60
0.40
0.20
0.00
Dioxingehalte Muskulatur FI
PCDD/F
dl-PCB
PCDD/F+dl-PCB
3 3 3 3 3 3 3 3,5 3,5 3,5 3,5 3,5 3,5 3,5 3,5 4 4 4 4 5 5 5 5 5,5 5,5 10
Dauer des Einsatzes unbelasteter FM (Monate)
∑
PCDD/F
Abbildung 14: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte (pg WHO-TEQ/g Fett) in der Muskulatur von Färsen der
ersten Gruppe (F I) in Abhängigkeit von der Einsatzdauer (in Monaten) unbelasteter Futtermittel vor der
Schlachtung
Von den insgesamt 26 Färsen dieser Gruppe lagen lediglich von 7 Tieren 1) die Daten
zur Körpermassenentwicklungen in den Monaten, in denen nur noch unbelastetes
Futter zum Einsatz kam, vor. Die folgende Abbildung stellt die
Körpermassenzunahmen der Tiere in % des Lebendgewichts bei Futterumstellung
139

Diskussion
und die dazugehörigen Dioxingehalte in der Muskulatur der jeweiligen
Schlachtkörper dar. Auch hier wurde der zulässige Höchstgehalt durch eine Linie
markiert.
1) hier wurden aufgrund organisatorischer Schwierigkeiten lediglich die Körpermassen von den Tieren erfasst, von
denen Milchproben entnommen wurden
F I (PCDD/F)
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
0 5 10 15 20 25 30
Körpermassenzunahme (%)
PCDD/F
Abbildung 15: Dioxingehalte (pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) in Abhängigkeit von der
Körpermassenentwicklung, die von den Färsen aus der ersten Gruppe (F I) nach Umstellung auf
unbelastete Futtermittel erzielt wurden
In der Zeit nach dem „Absetzen“ der belasteten Futtermittel wiesen die Färsen
Körpermassenzunahmen von mindestens ca. 10 % auf; die Muskulatur dieser Tiere
wies Dioxingehalte unterhalb des zulässigen Höchstgehaltes auf. Die
Wahrscheinlichkeit, dass die Dioxingehalte im Fleisch der Tiere den Höchstgehalt
überschritten hätten, wenn die Tiere kein unbelastetes Futter bekommen hätten,
zeigt sich an dem „Kontrolltier“ F 0. Dieses Tier wies die gleiche „Vorgeschichte“ auf,
unterschied sich jedoch dadurch, dass es eben noch vor der Futterumstellung
geschlachtet wurde, d. h. bis zum Tag der Schlachtung dioxinbelastetes Futter
aufnahm. Der Dioxingehalt in der Muskulatur dieser Färse überschritt den zulässigen
Höchstgehalt deutlich. Auch wenn dieses einzelne Kontrolltier mit Sicherheit nicht die
exakte Belastungssituation der gesamten Färsengruppe darzustellen vermag, dient
es dennoch der Aussage, dass die Tiere dieser Gruppe zum Zeitpunkt der
Futterumstellung eine gewisse Dioxinbelastung aufwiesen. Zudem ist bekannt, dass
wenn Rinder (und Schafe) bis zu ihrer Schlachtung Futtermittel aus dem
140

Diskussion
Elbdeichvorland aufnehmen, ein hohes Risiko besteht, dass die Produkte dieser
Tiere die zulässigen Höchstgehalte überschreiten (GUDE 2008, SCHULZ
2004/2005b, 2005).
F II:
Bei der zweiten Gruppe von Färsen zeigte sich bezüglich der Dioxin- und dl-PCB-
Belastung in der Muskulatur der Tiere ein anderes Bild.
pg WHO-TEQ/g Fett
5.4
5.2
4.8 5
4.6
4.4
4.2
3.8 4
3.6
3.4
3.2
2.8 3
2.6
2.4
2.2
1.8 2
1.6
1.4
1.2
0.8 1
0.6
0.4
0.2
0
Dioxingehalte Muskulatur FII
abs.
nom.
nom.
PCDD/F
5 7 7 7 7 9.5 9.5 9.5 9.5
Dauer des Einsatzes unbelasteter FM (Monate)
PCDD/F
dl-PCB
PCDD/F+dl-PCB
∑
Abbildung 16: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte (pg WHO-TEQ/g Fett) in der Muskulatur von Färsen der
zweiten Gruppe (F II) in Abhängigkeit von der Einsatzdauer (in Monaten) unbelasteter Futtermittel vor
der Schlachtung
An dem Balkendiagramm der Gruppe F II wird deutlich, dass 3 Muskulaturproben
den Summenhöchstgehalt überschritten. Unter Berücksichtigung der
Messunsicherheit von ± 20 % handelte es sich dabei um zwei nominelle (nom.) und
eine absolute Überschreitung (abs.). Auffallend ist hier, dass die dioxinähnlichen
PCB in 8 der 9 Proben mehr als 50 % der TEQ ausmachten, lediglich bei einer Probe
war das Verhältnis „PCDD/F : dl-PCB“ ungefähr bei 1 : 1. Die hohen dl-PCB-Gehalte
141

Diskussion
trugen dabei erheblich zu der Summenhöchstgehaltüberschreitung in der Muskulatur
bei. Die Dioxingehalte in den Proben lagen dagegen unterhalb des zulässigen
Höchstgehalts. Bei drei Muskulaturproben wurde der Dioxin-Auslösewert
überschritten (einmal nominell, zweimal absolut). Diese Tiere erhielten vor ihrer
Schlachtung über einen Zeitraum von 7 Monaten unbelastetes Futter (unbelastete
Grassilage + Maisration). Wie aus den Ergebnissen der Gruppe F I hervorging,
reichten dort bereits 3 Monate aus, um Dioxingehalte unterhalb des Auslösewerts zu
erreichen. Eine mögliche Erklärung für die höheren PCDD/F-Gehalte bei diesen drei
Färsen aus der Gruppe F II wird anhand des folgenden Diagramms ersichtlich.
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett
F II (PCDD/F)
3
PCDD/F
2.5
2
1.5
1
0.5
0
-5 0 5 10 15 20 25 30
Körpermassenzunahme (%)
Abbildung 17: Dioxingehalte (pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) in Abhängigkeit von der
Körpermassenentwicklung, die von den Färsen aus der zweiten Gruppe (F II) nach Umstellung auf
unbelastete Futtermittel erzielt wurden
Es zeigte sich, dass diese drei Tiere mit Abstand die „schlechtesten Zunahmen“
aufwiesen. Bei einer Färse konnte sogar ein Körpermassenverlust von 3,49 %
beobachtet werden, die anderen beiden wiesen gerade einmal Zunahmen von 2,22
bzw. 2,63 % ihrer Körpermasse auf. Die übrigen Tiere der Gruppe nahmen nach dem
„Absetzen“ der belasteten Futtermittel mindestens 8,57 % ihres Körpergewichts zu.
Die Färsen F II 1/9 (5 Monate unbel. FM) und F II 4/9 (7 Monate unbel. FM) wiesen
trotz kürzerer (F II 1/9) bzw. gleichlanger (F II 4/9) Versorgung mit „unbelastetem“
Futter und der fehlenden Möglichkeit, ein Teil der Dioxinlast über die Milch
abzugeben (Totgeburt / nicht tragend), geringere Dioxinkonzentrationen in ihrer
142

Diskussion
Muskulatur auf als die anderen Färsen, die allesamt ein Kalb säugten. Ob hierfür die
deutlich höheren Körpermassenzunahmen nach der Umstellung auf „unbelastetes“
Futter verantwortlich waren, konnte nicht eruiert werden, da die Lebendgewichte
dieser beiden Tiere erstmalig am Tag ihrer Schlachtung bestimmt wurden. Daher
finden sich in der Abbildung 17 auch nur Angaben zu 7 der insgesamt 9 Tiere aus
der Gruppe F II. Da dem „Verdünnungseffekt“ aber eine erheblich gewichtige Rolle
bei der Dioxinlastminderung zukommt (s. o.), liegt dies als mögliche Erklärung nahe.
Auf die Problematik der hohen dl-PCB-Gehalte in dieser zweiten Gruppe von Färsen
wurde bereits im Kapitel 5.4 näher eingegangen. Bis zum Ende der Untersuchungen
konnte die Ursache für die hohe dl-PCB-Belastung in ihrer Muskulatur nicht
abschließend geklärt werden.
F III:
Bei den 16 Tieren der dritten Gruppe fällt ein insgesamt höheres „PCDD/F-
Belastungsniveau“ auf – verglichen mit den Dioxingehalten in der Muskulatur von
den Färsen aus den Gruppen F I und F II.
pg WHO-TEQ/g Fett
5.00
4.80
4.60
4.40
4.20
4.00
3.80
3.60
3.40
3.20
3.00
2.80
2.60
2.40
2.20
2.00
1.80
1.60
1.40
1.20
1.00
0.80
0.60
0.40
0.20
0.00
Dioxingehalte Muskulatur FIII
2,75 2,75 2,75 2,75 4,5 4,5 4,5 5 5 5 5 5,75 5,75 5,75 5,75 5,75
Dauer des Einsatzes unbelasteter FM (Monate)
PCDD/F
dl-PCB
PCDD/F+dl-PCB
∑
PCDD/F
Abbildung 18: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte (pg WHO-TEQ/g Fett) in der Muskulatur von Färsen der
dritten Gruppe (F III) in Abhängigkeit von der Einsatzdauer (in Monaten) unbelasteter Futtermittel vor
der Schlachtung
143

Diskussion
Obwohl die meisten Tiere über längere Zeiträume mit unbelastetem Futter versorgt
wurden als die Färsen der Gruppe F I, zeigten die Dioxingehalte ein deutlich höheres
Belastungsniveau. Ein Grund hierfür findet sich möglicherweise in der Zeit vor der
Futterumstellung: Während die Gruppen F I und F II in den letzten Monaten vor ihrer
Umstellung eine Grassilage bekamen, die einen Dioxingehalt von 2,10 ng WHO-
PCDD/F-TEQ/kg FM (88 % TS) aufwies, erhielt die Gruppe F III in den letzten
Monaten vor der Futterumstellung eine deutlich höher belastete Grassilage
(4,82 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS]). Eine weitere mögliche Erklärung
dafür, dass das Belastungsniveau der Gruppe F I niedriger war, findet sich
möglicherweise auch darin, dass ein Teil der mit dem Futter aufgenommenen
Dioxine direkt wieder über die Milch abgegeben werden konnte: Die Tiere der
Gruppe F I bekamen bis 12 Wochen post partum noch belastetes Futter, so dass in
dieser Zeit ein Teil der Dioxine in die Milch überging.
Zusätzlich zu dem insgesamt höheren Dioxin-Belastungsniveau in der Gruppe F III
fielen drei der Tiere durch Höchstgehaltüberschreitungen auf (eine absolute, zwei
nominelle Überschreitungen). Die Auswertung der Körpermassenänderungen konnte
dabei nicht bei allen drei Tieren die hohen Dioxingehalte im Fleisch erklären.
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett
3.5
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
F III (PCDD/F)
< 3 Mon. unbel. FM
PCDD/F
0 5 10 15 20 25 30
Körpermassenzunahme (%)
Abbildung 19: Dioxingehalte (pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) in Abhängigkeit von der
Körpermassenentwicklung, die von den Färsen aus der dritten Gruppe (F III) nach Umstellung auf
unbelastete Futtermittel (unbel. FM) erzielt wurden
144

Diskussion
Eine dieser drei Färsen (F III 8/16) wies gerade einmal eine Körpermassenzunahme
von 3,58 % auf, so dass sich der hohe Dioxingehalt hier durch einen unzureichenden
Verdünnungseffekt begründen ließe. Bei den anderen beiden Tieren kann die
Dioxinbelastung – im Vergleich zu den oben aus den Gruppen F I und F II erhobenen
Daten – nicht auf eine unzureichende Verdünnung zurückgeführt werden: Die Tiere
nahmen 13,2 (F III 10/16) bzw. 18,4 % (F III 4/16) an Körpermasse zu. Bei der Färse
F III 4/16 muss allerdings bedacht werden, dass diese nicht einmal 3 Monate
unbelastetes Futter bekam und wegen einer Totgeburt auch keine Laktation aufwies.
Dies könnte gegebenenfalls eine Erklärung sein, dass trotz der „recht guten“
Gewichtszunahme ein hoher Dioxingehalt in der Muskulatur vorlag. Wie oben bereits
erwähnt, wird der Verdünnungseffekt nicht als alleinige Ursache der
Dioxinlastminderung angesehen. Es scheinen vielmehr auch der Metabolismus oder
eine Umverteilung in andere Organe/Gewebe eine Rolle zu spielen (s. o.), die
vermutlich durch den Faktor Zeit beeinflusst werden. Es kann also davon
ausgegangen werden, dass – wenn das Belastungsniveau in einem Tier vor der
Umstellung auf unbelastetes Futter sehr hoch ist – eine Zeitdauer von weniger als 3
Monaten nicht ausreicht, um einen Dioxingehalt im Schlachtkörper zu erreichen, der
unterhalb des gesetzlichen Höchstgehalts liegt. Wenn die Dioxinlast in den Tieren
vor der Umstellung auf einem vermeintlich niedrigeren Niveau liegt (siehe z. B.
Gruppe F I), erscheint bereits eine 3monatige Versorgung mit dioxinunbelastetem
Futter und Körpermassenzunahmen von ca. 10 % ausreichend, um „sicheres“
Rindfleisch gewinnen zu können. Ist das Belastungsniveau vor der Futterumstellung
höher, müssen höhere Körpermassenzunahmen erreicht und über eine längere
Zeitdauer unbelastetes Futter angeboten werden.
Der dritte „auffällige“ Dioxingehalt in der Gruppe F III gehörte zu der Muskulaturprobe
der Färse F III 10/16. Dieses Tier wies eine Körpermassenzunahme von 13,2 % auf
und wurde über einen Zeitraum von 4,5 Monaten mit unbelastetem Futter versorgt.
Zwar verendete das Kalb im Alter von 8 Wochen, jedoch kann davon ausgegangen
werden, dass diese Färse nach dem Tod des eigenen Kalbes weiterhin – wenn auch
vermutlich in geringerer Menge – Milch gab (Milchprobenahme 12 Wochen post
partum, d. h. 4 Wochen nach dem Tod des eigenen Kalbes sistierte die
145

Diskussion
Milchsekretion noch nicht). Selbst wenn diese Färse möglicherweise eine geringere
Milchproduktion aufwies, die mit einer verminderten Dioxinausscheidung einherging,
kann dies jedoch nicht allein ausschlaggebend für den hohen Dioxingehalt im
Schlachtkörper des Tieres sein, da – wie oben erwähnt – dem „Verdünnungseffekt“
vermutlich eine deutlich wichtigere Rolle zugesprochen werden kann. Eine
abschließende Erklärung für die hohe Dioxinbelastung in der Muskulatur dieser
Färse konnte nicht gefunden werden.
Bei der Gruppe F III sollte zudem noch Erwähnung finden, dass die Muskulatur der
Färsen aus der „Stallgruppe“ insgesamt höher belastet erschien, als die von den
Tieren der „Weidegruppe“. Aufgrund der geringen Anzahl an Proben, die miteinander
zu vergleichen waren, konnte dies statistisch nicht abgesichert werden. Es war
möglich jeweils drei „Stall- und Weidetiere“ miteinander zu vergleichen. Abgesehen
von dem Unterschied, dass die einen Tiere auf der Weide standen und die anderen
Färsen den Sommer 2012 im Stall verbrachten, wiesen sie ansonsten die gleichen
Bedingungen auf. Die nachfolgende Tabelle zeigt, dass trotz höherer
Körpermassenzunahmen bei den „Stalltieren“ jeweils höhere Dioxingehalte in der
Muskulatur nachzuweisen waren als in der von den „Weidetieren“, obgleich die
miteinander verglichenen Tiere gleich lang unbelastetes Futter bekamen. Auch die
Möglichkeit zur Elimination über die Milch wurde dabei berücksichtigt und nur die
Tiere verglichen, die diesbezüglich gleiche Bedingungen aufwiesen.
Tabelle 29: Vergleich der Dioxinbelastung (pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) in der Muskulatur einiger,
auserwählter „Stall- bzw. Weidetieren“ unter Berücksichtigung der Zeit, in der die Tiere mit
unbelastetem Futter versorgt wurden, welche KM-Änderungen die Färsen während dieser Zeit aufwiesen
(KM-Änd.; in %) und ob eine Laktation erfolgte oder nicht (+ / -)
„Stalltiere“
„Weidetiere“
Färse KM-Änd. Laktation PCDD/F Färse KM-Änd. Laktation PCDD/F
2,75 Monate unbelastetes Futter
F III 4/16 18,4 - 3,29 F III 3/16 14,5 - 1,65
5 Monate unbelastetes Futter
F III 7/16 15,5 + 2,26 F III 5/16 12,6 + 2,08
5,75 Monate unbelastetes Futter
F III 9/16 18,3 + 2,39 F III 14/16 16,3 + 1,93
Es ist zwar fraglich, ob ein Zeitraum von ca. 8 Wochen bereits ausreichend ist, um
das im gesamten Tierleben bis dahin angesammelte Belastungsniveau deutlich
146

Diskussion
ändern zu können, die oben dargestellten Ergebnisse könnten jedoch dafür
sprechen. Unterstellt man den „Stall- und Weidetieren“ die gleiche TS-
Aufnahmekapazität, zeigt ein Vergleich der Dioxinbelastung in dem jeweiligen Futter
(Grassilage: 4,82 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS] bzw. gemittelter
Dioxingehalt im Weideaufwuchs: 0,745 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS])
eine deutlich unterschiedliche Dioxinexposition über das Futter. Diese war für die
„Stalltiere“ in dieser Zeit folglich um nahezu ein 6,5faches höher.
Altkühe:
Die Dioxingehalte in der Muskulatur der Altkühe wiesen ein insgesamt recht
niedriges Niveau auf. Im Vergleich zu zwei Färsen aus der Gruppe F I, die über den
gleichen Zeitraum (5,5 Monate) vor der Schlachtung unbelastetes Futter bekamen,
wiesen die Altkühe geringere Dioxinkonzentrationen in ihrer Muskulatur auf. In der
Auswertung des bundesweiten Überwachungsplans wird in dem Kapitel zur Dioxinund
dl-PCB-Belastung in Rindfleisch aus Mutterkuhhaltung (BRUNS-WELLER 2012)
darauf hingewiesen, dass das Belastungsniveau in den Mutterkühen vermutlich nicht
über ein gewisses Level hinauskommt, da die Dioxine und dl-PCB kontinuierlich über
die Milch abgegeben werden. Die Altkühe, die im Rahmen der vorliegenden Arbeit
untersucht wurden, bekamen vor ihrer Schlachtung über 5,5 Monate unbelastetes
Futter und wiesen in dieser Zeit nach adspektorischer Einschätzung erhebliche
Körpermassenzunahmen (d. h. Körperfettzunahmen) auf. Es ist davon auszugehen,
dass die Dioxingehalte in ihren Schlachtkörpern auch durch eine gewisse
„Verdünnung“ zurückgingen – mangels entsprechender Daten konnte jedoch keine
Auswertung der Körpermassenentwicklung durchgeführt werden. Zudem kam auch
hier möglicherweise dem Faktor Zeit eine Bedeutung zu (s. o.). Aufgrund der
geringen Tierzahl konnte keine endgültige Aussage getroffen werden, ob eine
Mutterkuhhaltung auf dioxinbelasteten Flächen (ohne Risiko für den Verbraucher)
nicht sogar unter zweierlei Aspekten erfolgen kann: Zum einen zur Kälberproduktion
(siehe GUDE 2008) und zum anderen, um zusätzlich die Schlachtkörper der aus der
Produktion ausscheidenden Mutterkühe noch nutzen zu können. Diese Möglichkeit
wurde bislang aus Gründen der Lebensmittelsicherheit eher ausgeschlossen (GUDE
147

Diskussion
et al. 2008, TAUBE und KAMPHUES 2009, TAUBE et al. 2009). Die Ergebnisse aus
der vorliegenden Arbeit sprechen jedoch dafür, dass selbst die Schlachtkörper dieser
„Altkühe“ noch als Lebensmittel dienen könnten, sofern auch hier sichergestellt ist,
dass mehrere Monate vor der Schlachtung ausschließlich unbelastetes Futter zum
Einsatz kommt und die Tiere ausreichende Körpermassenzunahmen aufweisen. Dies
müsste durch weitere Untersuchungen mit größeren Tierzahlen abgesichert werden.
Die Untersuchungsergebnisse in der Muskulatur der totgeborenen Kälber zeigen,
dass PCDD/F und auch dl-PCB, wie aus der Literatur bekannt (siehe beispielsweise
BECKER et al. 2010, BMU 2013, FERNANDES et al. 2011, HESS und GEINOZ
2011, GUDE 2008, GUDE et al. 2008, HIRAKO et al. 2005, TAUBE und KAMPHUES
2009), diaplazentar übertragen werden. Weitaus größere Dioxinmengen werden aber
über die Muttermilch aufgenommen (HIRAKO 2008). Obwohl der Absetzer erst 6
Wochen vor der Schlachtung von dem Muttertier, d. h. von der „belasteten“ Milch
abgesetzt wurde und ausschließlich unbelastetes Futter bekam, wies die Muskulatur
einen akzeptablen Dioxingehalt (< Höchstgehalt) auf, vermutlich wegen der hohen
Körpermassenzunahme in den 6 Wochen des Einsatzes unbelasteten Futters.
5.6.3 Leber
Aufgrund spezieller Auflagen der Veterinärbehörde werden die Lebern von
Schlachttieren aus „Risikobetrieben“ auf dem Schlachthof verworfen (es sei denn es
liegen Einzeluntersuchungsergebnisse vor, die eine Lebensmitteltauglichkeit dieser
Organe bestätigen). Da die besondere Belastung der Lebern von Schlachttieren von
elbangrenzenden Grünlandflächen aus vorausgegangenen Untersuchungen (GUDE
2008, SCHULZ 2004/2005b) bekannt ist, wurde aus Kostengründen auf
Einzeluntersuchungen verzichtet.
F I – F III:
Wie bereits im Ergebnisteil dargestellt (siehe Kapitel 4.2.6), zeigten die
Leberpoolproben der Färsengruppe F I nahezu identische Kongenerenprofile (siehe
Kapitel 4.2.6), obwohl jene Färsen, deren Lebern in der Probe F I La vereinigt
wurden, nicht auf dem Versuchsbetrieb aufgezogen wurden. Hieraus lässt sich
schließen, dass bereits eine einzige Weidesaison und eine „Stallperiode“ (insgesamt
148

Diskussion
ca. ein Jahr „belastetes“ Futter) ausreichen, um eine annähernd gleiche
Dioxinbelastung in den Lebern der Tiere hervorzurufen. Die Leber stellt nämlich ein
Organ dar, in dem die Dioxine zunächst einmal abgelagert werden, um von dort aus
in andere Gewebe oder Organe zu gelangen (GUDE et al. 2008, RICHTER und
MCLACHLAN 2001), und eignet sich, um die aktuelle Expositionssituation
abschätzen zu können (GUDE 2008, SCHULZ 2005) – vermutlich da Dioxine schnell
in der Leber akkumulieren (VAN DEN BERG et al. 1994). In den Untersuchungen
von SCHULZ (2005) reichte bei Kühen bereits ein 10wöchiger Weidegang im
Elbdeichvorland aus, um das für die Region „typische“ Kongenerenprofil in den
Lebern dieser Tiere zu erhalten.
Die Gegenüberstellung der Dioxingehalte in den Leberproben und den
dazugehörigen Muskulaturproben der Färsen aus den Gruppen F I – III
veranschaulicht, dass die Dioxine, wie aus der Literatur bekannt, verstärkt in der
Leber akkumulierten. Des Weiteren zeigt sich, dass auch die dl-PCB verstärkt in
dieses Organ eingelagert wurden, obgleich nicht in dem Ausmaß, wie im Fall der
Dioxine. Aus den vorliegenden Untersuchungen geht auch hervor, dass das
„Muskulatur-Leber-Verhältnis“ der Dioxine geringere Werte annimmt, je länger
unbelastete Futtermittel im Einsatz waren. Dies ist auch erklärlich, da Dioxine –
ausgehend von der Leber – mit der Zeit in andere Organe/Gewebe gelangen (s. o.).
Ähnliches konnte auch für die dl-PCB beobachtet werden, obgleich der Unterschied
zwischen den Gehalten in der Muskulatur und Leber deutlich geringer war.
Tabelle 30: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberpoolproben der Gruppen F I – III und den
dazugehörigen Gehalten in der Muskulatur der beprobten Tiere sowie das Verhältnis (Verh. M : L) dieser
Verbindungen zwischen Muskulatur (M) und Leber (L) unter Berücksichtigung der Einsatzdauer
unbelasteter Futtermittel vor der Schlachtung
Probe
Unbel. FM
PCDD/F 1 dl-PCB 2
(Mon.) M 3 L Verh. M : L M 3 L Verh. M : L
F I L a 3,5 1,14 9,30 1 : 8,16 1,38 3,56 1 : 2,58
F I L b 3,5 1,31 9,29 1 : 7,09 1,26 3,15 1 : 2,50
F II L a 5/7 1,90 15,21 1 : 8,01 2,26 7,07 1 : 3,13
F II L b 9,5 1,28 6,22 1 : 4,86 1,73 3,47 1 : 2,01
F III L a 2,75 2,82 20,11 1 : 7,13 1,47 3,57 1 : 2,43
F III L b 5,75 1,72 7,80 1 : 4,53 1,05 1,95 1 : 1,86
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005, upper bound)
2
pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005, upper bound)
3 arithmetisches Mittel, gebildet aus den Dioxingehalten der Muskulaturindividualproben von jenen Färsen, deren
Lebern in der entsprechenden Leberpoolprobe vereinigt wurden
149

Diskussion
Aus den Untersuchungsergebnissen geht folgendes eindeutig hervor: Selbst wenn
die Schlachtkörper der Färsen durch die rechtzeitige Futterumstellung Dioxingehalte
in ihrer Muskulatur aufweisen können, die deutlich unterhalb des zulässigen
Höchstgehaltes liegen, gehören die Lebern dieser Tiere ausnahmslos verworfen. Die
Ergebnisse zeigten eindeutig, dass die Lebern selbst mehrere Monate nach dem
Absetzen der dioxinbelasteten Futtermittel nach wie vor deutlich belastet sind. Es
reichte in dem vorliegenden Feldversuch nicht einmal aus, die vorgenutzten Färsen
über einen Zeitraum von 9,5 Monaten mit unbelastetem Futter zu versorgen, um den
Dioxinhöchstgehalt von 4,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett nicht zu überschreiten.
Färse F 0:
Entgegen der Erwartungen konnte in der Leber dieser Färse kein höherer
Dioxingehalt gemessen werden, obwohl das Tier bis zur Schlachtung ein Leben lang
einer erhöhten Dioxinexposition ausgesetzt war und die gleiche Vorgeschichte wie
die Färsen aus der Gruppe F I aufwies. Im Hinblick auf den Dioxingehalt in der
Muskulatur dieses Tieres fiel auf, dass die Leber nur unwesentlich höher belastet
war. Eine Erklärung hierfür konnte bis zum Abschluss der Untersuchungen nicht
gefunden werden.
Altkühe:
Die durchschnittliche Dioxinbelastung in den Lebern dieser Tiere (5,13 pg WHO-
PCDD/F-TEQ/g Fett) lag unerwartet sogar unterhalb der Belastung von Lebern der
vorgenutzten Färsen, die über einen ähnlich langen oder sogar längeren Zeitraum
mit unbelastetem Futter versorgt wurden. Ob dies an den wiederholten Laktationen
lag, ließ sich abschließend nicht klären. Auch in den Untersuchungen von GUDE
(2008) wiesen die Lebern der Altkühe, verglichen mit denen der Färsen, im
Durchschnitt eher geringere Dioxingehalte auf, wobei die einzelnen Dioxingehalte
zum Teil erheblich variierten. Da die Futtermittel, die den Altkühen des vorliegenden
Versuchs im Laufe ihres Lebens angeboten wurden, nicht untersucht wurden,
könnten die geringen Dioxingehalte in den Lebern der Altkühe möglicherweise auch
150

Diskussion
dadurch bedingt sein, dass diese Kühe insgesamt geringere Dioxinmengen
aufgenommen hatten.
Bei den totgeborenen Kälbern betrug das Verhältnis zwischen dem Dioxingehalt in
der Muskulatur und dem in der Leber 1 : 1,06. Dies bestätigt, dass Dioxine bei einer
intrauterinen Exposition kaum stärker in der Leber von Feten akkumulieren als in der
Muskulatur (HAGENMAIER et al. 1990, GUDE 2008). Bei dem Absetzer zeigten die
Untersuchungsergebnisse wiederum sehr deutlich, dass Dioxine verstärkt in der
Leber akkumulieren: Das Verhältnis des PCDD/F-Gehalts in der Muskulatur bzw.
Leber des Tieres betrug ungefähr 1 : 6. Obwohl das Tier nach dem Absetzen vom
Muttertier mit unbelastetem Futter versorgt wurde, lag der Dioxingehalt in der Leber
noch deutlich über dem aktuell gültigen Höchstgehalt. Sofern die Kälber erst nach
5,5 Monaten von den Mutterkühen getrennt und nur über einen kurzen Zeitraum mit
unbelastetem Futter ausgemästet werden, muss von einer Vermarktung der
Kalbslebern abgesehen werden, selbst wenn die „Absetzfrist“ und dabei erreichte
Körpermassenzunahmen für die Reduktion der Dioxingehalte in der Muskulatur
ausreichen.
5.7 Rückgang der Dioxinkonzentration
Zweifelsohne ging die kontinuierliche Exposition über die Futtermittel mit einer
erhöhten Dioxinlast in den Versuchsfärsen einher. Diese konnte sich durch das
„Absetzen“ der belasteten Futtermittel und die Umstellung auf unbelastetes Futter so
weit „reduzieren“ lassen, dass 50 der insgesamt 51 Schlachtkörper (d. h. 98 %)
Dioxingehalte aufwiesen, die unterhalb des zulässigen Höchstgehalts lagen. Dieser
Rückgang der Dioxinkonzentration wurde im Wesentlichen durch folgende Faktoren
beeinflusst:
1. Körpermassenzunahme bzw. Körperfettzunahme
2. „Absetzfristen“ bzw. Faktor Zeit
3. Laktation
4. Ausgangsbelastung der Tiere
5. Ausgangsgewicht bzw. Alter der Tiere
151

Diskussion
5.7.1 Einfluss der Körpermassenzunahmen
Wie bereits oben erwähnt, wird dem „Verdünnungseffekt“ durch die Körpermassenbzw.
Körperfettzunahme die größte Bedeutung in der Dioxinlastminderung
zugesprochen (siehe Kapitel 5.6.2). Dies lässt sich auch recht plausibel erklären: Da
keine bzw. eben keine entscheidenden Mengen (eine absolute „Dioxinfreiheit“ kann
von den Futtermitteln bislang nicht vorausgesetzt werden; KAMPHUES und SCHULZ
2006, TAUBE und KAMPHUES 2009) an Dioxinen mehr aufgenommen werden,
bleibt die Dioxinlast in den Schlachttieren zunächst auf einem gewissen Level
bestehen, d. h. auf der „Ausgangsbelastung“ zum Tag der Futterumstellung. Bei der
Ausmast mit unbelasteten Futtermitteln nimmt der Anteil an neuem, „unbelastetem“
Gewebe in den Tierkörpern zu. Da Dioxine im Organismus vorwiegend im
Fettgewebe gespeichert werden, wird die Dioxinlast in Folge einer
Fettgewebszunahme auf eine insgesamt größere Fettmasse verteilt, so dass es zu
einer Verdünnung kommt. Es ist davon auszugehen, dass dieser Verdünnungseffekt
umso größer ist, je mehr Körpermasse bzw. Fett die Tiere relativ zu ihrem
Ausgangsgewicht zulegen. NAGORNY (1991) stellte eine sehr hohe negative
Korrelation von PCB-Gehalten mit der Körpermassenzunahme bei Mastbullen fest:
Es wurde geschlussfolgert, dass bei einer täglichen Zunahme von nur 460 g/Tier/Tag
die „Wartezeit“ ca. 18 Monate betragen muss, wohingegen bei einer täglichen
Zunahme von 650 g lediglich nur noch 11 Monate gewartet werden müsse, damit die
Tiere geschlachtet werden können. Bei Tieren, die sich noch im Wachstum befinden,
können vermutlich stärkere Verdünnungseffekte erwartet werden als bei Tieren, die
ihre endgültige Körpergröße bereits erreicht haben. So konnte GUDE (2008)
beispielsweise eine 89%ige Reduktion der Dioxingehalte in der Muskulatur früh
abgesetzter Kälber beobachten, da diese in der Zeit, in der sie mit unbelastetem
Futter versorgt wurden, ihre Körpermasse nahezu verdoppelten. Dabei war es bei
den untersuchten Kälbern umso schwieriger, tolerable Dioxingehalte zu erreichen, je
höher das Ausgangsgewicht zum Zeitpunkt des „Absetzens“ der belasteten
Futtermittel war. Von den Körpermassenzunahmen der Kälber, die von GUDE (2008)
untersucht wurden, sind die hier beobachteten Zunahmen der vorgenutzten Färsen
aus der vorliegenden Arbeit aber weit entfernt (siehe Kapitel 5.6.2). Dennoch konnte
152

Diskussion
auch hier ein Verdünnungseffekt – wenn auch in einem geringeren Ausmaß –
beobachtet werden. Besonders auffällig war der Einfluss der Körpermassenzunahme
in der zweiten Färsengruppe (F II): Die höchsten Dioxingehalte wurden in der
Muskulatur von den drei Tieren festgestellt, die mit Abstand die geringsten
Zunahmen bzw. sogar in einem Fall einen Körpermassenverlust aufwiesen. Auch in
der Muskulatur einer Färse aus der dritten Gruppe (F III), die gerade einmal eine
Zunahme von 3,58 % aufwies, konnte ein hoher Dioxingehalt festgestellt werden.
Allerdings scheint eben nicht nur die Verdünnung durch die Körpermassenzunahme
(d. h. Zunahme des Fettgewebes) eine Bedeutung bei der Dioxinlastminderung zu
haben: Bei zwei Tieren aus der Gruppe F III mussten recht hohe Dioxingehalte in der
Muskulatur festgestellt werden, obwohl diese Tiere eine Zunahme von 13,2 bzw.
18,4 % in der Ausmast aufwiesen (siehe auch Kapitel 5.6.2).
5.7.2 Einfluss der „Absetzfristen“
Die „Absetzfrist“, d. h. die Dauer des Einsatzes unbelasteten Futters vor der
Schlachtung, hat vermutlich einen ganz erheblichen Einfluss darauf, wie weit sich die
Dioxingehalte im Schlachtkörper reduzieren lassen. Dies beruht zum einen allein
schon darauf, dass höhere Körpermassenzunahmen in der Regel auch eine längere
Ausmast benötigen. Zum anderen kommt aber vermutlich auch dem Faktor Zeit eine
gewisse Bedeutung zu. Wie in Kapitel 5.6.2 beschrieben, sollen die Dioxingehalte
nicht nur aufgrund einer Verdünnung zurückgehen. Es sollen vielmehr auch der
Metabolismus und eine gewisse Umverteilung der Dioxine in andere Organe bzw.
Gewebe eine Rolle spielen.
5.7.3 Einfluss der Laktation
Wie bereits erwähnt gilt die Milch – neben der Ausscheidung über den Kot – als ein
Haupteliminationsweg für Dioxine (FRIES 1995, FRIES et al. 2002, JONES et al.
1987, MCLACHLAN et al. 1990) und kann – je nach Exposition der Tiere – mit hohen
Dioxingehalten in der Milch einhergehen. Diese „belastete“ Milch ist aber die
Grundlage der Versorgung der Kälber und kann – je nach Belastung der Milch – zu
erhöhten Dioxingehalten in der Muskulatur der Kälber führen (CHOBTANG et al.
2011, GUDE 2008, HESS und GEINOZ 2011, SCHULZ 2005). Da Dioxine
153

Diskussion
nachweislich über die Milch abgegeben werden, ist auch davon auszugehen, dass
damit die Dioxinlast in laktierenden Mutterkühen verringert wird. In der Literatur
werden unterschiedliche Carry-over-Raten dafür angegeben, welcher Anteil der
Dioxine, die mit dem Futter aufgenommenen wurden, über die Milch abgegeben
werden.
Anhand der Konzentrationen der einzelnen Kongerene im Futter bzw. in der Milch
lassen sich hypothetisch annähernde Carry-over-Raten berechnen. Dies
berücksichtigt dann jedoch nur die Dioxine, die auch tatsächlich über das Futter
selbst aufgenommen wurden und nicht jene, deren Aufnahme möglicherweise
anderweitig (z. B. über die Aufnahme kontaminierten Bodens) erfolgte.
Bei einer modellhaften Kalkulation wurden fünf ausgewählte Dioxinkongenere
betrachtet. Zum einen das Kongener, welches in der ausgewählten Milchprobe
(RM F I a) die höchste Konzentration aufwies (1,2,3,4,7,8-HxCDF), zum anderen das
Kongener, das in dieser Probe in der geringsten Konzentration vorlag (1,2,3,7,8,9-
HxCDF), eines, das zwischen diesen beiden Extremen lag (2,3,4,7,8-PeCDF), sowie
die zwei Kongenere, denen aufgrund des höchsten Toxizitätsfaktors (TEF = 1) eine
große Bedeutung zukommt, 2,3,7,8-TCDD und 1,2,3,7,8-PeCDD. Die
Kongenerengehalte dieser Milch wurden in Zusammenhang mit den Gehalten jener
Grassilage gebracht, mit der die Tiere während der Laktation versorgt wurden
(1. Schnitt 2010). Die Berechnung erfolgte unter der Prämisse, dass die Tiere eine
tägliche TS-Aufnahme von 12 bzw. 15 kg aufwiesen und täglich 15 Liter Milch
(Fettgehalt 4,8 %) gaben.
Tabelle 31: Berechnung der Carry-over-Raten ausgewählter Kongenere in der Milchprobe RM F I a
TS-Aufnahme: 12 kg pro Tier und Tag
Kongener Dioxinaufnahme 1 Dioxinausscheidung 1 Carry-over (%)
1,2,3,4,7,8-HxCDF 56,76 5,87 10,34
2,3,4,7,8-PeCDF 15,12 0,792 5,24
1,2,3,7,8,9-HxCDF 17,64 0,058 0,332
2,3,7,8-TCDD 0,540 0,151 27,96
1,2,3,7,8 PeCDD 2,87 0,360 12,54
TS-Aufnahme: 15 kg pro Tier und Tag
Kongener Dioxinaufnahme 1 Dioxinausscheidung 1 Carry-over (%)
1,2,3,4,7,8-HxCDF 70,95 5,87 8,27
2,3,4,7,8-PeCDF 18,9 0,792 4,19
1,2,3,7,8,9-HxCDF 22,05 0,058 0,263
2,3,7,8-TCDD 0,675 0,151 22,37
1,2,3,7,8 PeCDD 3,59 0,360 10,03
1 Angabe in ng pro Tier und Tag unter den oben genannten vorausgesetzten Bedingungen
154

Diskussion
Je nach Kongener und TS-Aufnahme der Tiere variierten die so abgeleiteten Carryover-Raten
erheblich. Es ist bekannt, dass der Übergang einzelner Dioxine in die
Milch aufgrund ihrer verschiedenen physikalisch-chemischen Eigenschaften in
unterschiedlichem Ausmaß erfolgt (SCHULZ 2005). Vergleicht man die hier
ermittelten Carry-over-Raten mit denen, die in der Literatur für diese Kongenere
angegeben werden (Daten aus verschiedenen Publikationen, die in den Arbeiten von
SCHULZ 2005 und BECKER et al. 2010 zusammengestellt sind), fallen zum Teil
große Unterschiede auf.
Tabelle 32: Carry-over-Raten (COR; in %) ausgewählter Dioxinkongenere verschiedener Publikationen,
die in den Arbeiten SCHULZ 2005 bzw. BECKER et al. 2010 zusammengestellt wurden, im Vergleich zu
den errechneten Carry-over-Raten aus den Ergebnissen der vorliegenden Arbeit
Kongener
SCHULZ 2005 BECKER et al. 2010 Vorliegende Arbeit
COR (%)
COR (%)
COR (%)
1,2,3,4,7,8-HxCDF 6 - 24 7 - 33 8 - 10
2,3,4,7,8-PeCDF 15 - 40 33 - 58 4 - 5
1,2,3,7,8,9-HxCDF 14 14 - 37 < 1
2,3,7,8-TCDD 35 - 38 30 - 58 22 - 28
1,2,3,7,8 PeCDD 15 - 39 20 - 72 10 - 13
Die Diskrepanzen sind erheblich, so dass hier mögliche Fehlerquellen zu erörtern
sind: Bei der vorliegenden Kalkulation wurde lediglich auf die Dioxingehalte einer
Futterprobe und einer Milchprobe Bezug genommen. Zudem wurde den Tieren eine
bestimmte TS-Aufnahme unterstellt und die Milchmenge geschätzt. Daher können
die hier ermittelten Carry-over-Raten nur als grobe Orientierung dienen.
Es ist fraglich, ob eine einzige Laktation über eine Dauer von mehreren Wochen bzw.
einigen Monaten einen bedeutenden Effekt auf die Dioxinbelastung in den
erstkalbenden Färsen hatte. Immerhin bekamen die Färsen ihr gesamtes Leben (bis
zur Geburt ihres Kalbes) belastetes Futter und schieden über die Milch
verhältnismäßig geringe Dioxinmengen aus.
Insgesamt ist aber vielleicht der Schluss erlaubt, dass der Laktation eine deutlich
geringere Bedeutung zukommt als der Körpermassenzunahme in der Ausmast, sie
aber dennoch in gewisser Weise zu einem Rückgang der Dioxinkonzentration im Tier
beitragen kann.
155

Diskussion
5.8 Schlussfolgerungen
Aus den Ergebnissen dieser Arbeit ist abzuleiten, dass das hier untersuchte Konzept
der Färsenvornutzung generell zur Nutzung dioxinexponierter Grünlandflächen
geeignet erscheint. Trotz einer längeren Dioxinexposition in Aufzucht und
Trächtigkeit konnten die Dioxingehalte in 50 der insgesamt 51 Schlachtfärsen durch
das „Absetzen“ der belasteten Futtermittel soweit „reduziert“ werden, dass diese in
den Schlachtkörpern unterhalb des zulässigen Höchstgehalts lagen, d. h. für den
Verbraucher „sicheres“ Rindfleisch gewonnen werden konnte. Dies entspricht einer
Erfolgsrate von 98 Prozent. Es muss jedoch erwähnt werden, dass ein weiterer
Schlachtkörper verworfen werden musste: In diesem Fall waren jedoch nicht die
Dioxine sondern die hohen dl-PCB-Gehalte dafür verantwortlich.
Die Untersuchungen konnten zeigen, dass die Höchstgehalte in der Muskulatur (d. h.
im Fleisch) eingehalten werden konnten, wenn die Tiere:
• vor ihrer Schlachtung über mindestens 3 Monate mit unbelastetem Futter
versorgt wurden,
• in dieser Zeit eine Körpermassenzunahme von mindestens ca. 10 %
erreichten und
• zusätzlich noch einen Teil der Dioxine über die Milch abgeben konnten (dies
war jedoch nicht zwingend erforderlich).
Es zeigte sich jedoch auch, dass die Lebern – unabhängig davon, wie lang die
Färsen vor der Schlachtung unbelastetes Futter bekamen – verworfen werden
mussten. Zweifelsohne wäre dieses Organ bei Anwendung des hier untersuchten
Konzeptes im Vorhinein von der Lebensmittelkette auszuschließen.
Abschließend sei noch auf einige Punkte bzw. Einschränkungen hingewiesen, die bei
der Umsetzung eines solchen Konzeptes berücksichtigt werden müssten.
Obwohl sich das Konzept in dieser Arbeit als geeignet herausstellte, verbleibt ein
gewisses Restrisiko. So musste bei einer Färse, die über einen Zeitraum von 4,5
Monaten mit unbelastetem Futter versorgt wurde, in dieser Zeit 13,2 % ihrer
156

Diskussion
Körpermasse zunahm sowie eine Laktation aufwies (möglicherweise jedoch nur eine
„reduzierte“ Laktation, da das eigene Kalb verstarb), ein recht hoher Dioxingehalt
festgestellt werden, der jedoch aufgrund der Messunsicherheit noch unterhalb des
Höchstgehaltes blieb. In diesem Fall konnte von einer recht hohen
Ausgangsbelastung ausgegangen werden, da dieses Tier (aus der Gruppe F III) vor
der Futterumstellung über mehrere Wochen mit einer sehr hoch belasteten
Grassilage versorgt wurde – es lag also eine worst case-Bedingung zu Grunde.
Dieses hohe Belastungsniveau war möglicherweise ursächlich für den recht hohen
Dioxingehalt. Solch ein hoher Dioxingehalt, wie er bei dieser Grassilage beobachtet
werden konnte, ist bei Einhaltung der Bewirtschaftungsempfehlungen aber gar nicht
zu erwarten. In den meisten untersuchten Futtermitteln, die unter Berücksichtigung
dieser Empfehlungen gewonnen wurden, lagen die Dioxingehalte unterhalb des
zulässigen Höchstgehalts (LWK 2011). Folglich könnte bei der Umsetzung
gegebenenfalls noch mit einem geringeren Restrisiko als in dem vorliegenden
Feldversuch gerechnet werden.
Das Risiko, dass dennoch Höchstgehaltüberschreitungen in den Schlachtkörpern
festgestellt werden können, ist somit deutlich geringer – und das mit Abstand – als
bei einer „normalen“ Nutzung der dioxinexponierten Grünlandflächen. In den
Untersuchungen von GUDE (2008) kam es bei 20 % der Färsen und 33 % der
Mutter-/Schlachtkühe aus exponierten Betrieben zu Höchstgehaltüberschreitungen.
Fraglich ist jedoch, ob sich ein solches Konzept für eine gesamte Region
(beispielsweise für die gesamte Elbtalaue) umsetzen ließe. Das Konzept würde eine
Abkehr vom bisherigen Prinzip des generellen Fütterungsverbots bei
Höchstgehaltüberschreitungen bedeuten (die rechtliche Grundlage sieht vor, dass
Futtermittel bei Überschreitung der Höchstgehalte weder verfüttert noch
„verschnitten“ werden dürfen). Ob diese rechtliche Grundlage möglicherweise in
Form einer Ausnahmegenehmigung für eine ganze Region „aufgeweicht“ werden
könnte, bliebe abzuwarten.
157

Diskussion
Zweifelsohne wäre die Umsetzung eines solchen Konzeptes nur mit weiteren
Auflagen zur Risikominimierung denkbar:
• Strenge Kontrolle der „Absetzfristen“, d. h. der Umstellung von potentiell
belastetem zu unbelastetem Futter
• Untersuchung aller Futtermittel, die nach der Umstellung zum Einsatz
kommen: Sicherstellung, dass in den letzten Monaten vor der Schlachtung
ausschließlich unbelastetes Futter zum Einsatz kommt
• Überprüfung des Konzepterfolges
→ Bestimmung der Dioxingehalte in den Schlachtkörpern (Muskulatur) 1)
1)
Hier müsste zunächst geklärt werden, ob – aufgrund des geringen Risikos –
Stichproben als ausreichend anzusehen wären oder Sammelproben erstellt werden
sollten. Die einzelne Untersuchung eines jeden Schlachtkörpers stellt aus
Kostengründen keine Option dar.
Es muss zudem Erwähnung finden, dass bei einer Umsetzung dieses Konzeptes –
bedingt durch die aufwändige Dioxinanalytik (Futtermittel, Muskulatur) – mit hohen
Kosten zu rechnen wäre. Letztlich bliebe auch noch zu klären, ob der Landwirt als
Lebensmittelproduzent diese Kosten allein tragen müsste, oder wer für diese Kosten
bzw. einen Teil dieser Kosten aufkommen würde.
Vorteile der Färsenvornutzung im Vergleich zu anderen Verfahren
Auf die Vorteile der Färsenmast mit Vornutzung wurde bereits im Kapitel 2.6
eingegangen. Da durch die damit verbundene Kälberproduktion der eigene Bestand
automatisch um 50 % aufgestockt wird (weibliche Kälber dienen als nächste
Generation Färsen), muss lediglich nur die andere Hälfte der Tiere zugekauft
werden. Diese Eigenremontierung in Höhe von 50 % ist ein ökonomischer,
logistischer und hygienischer Vorteil. Die männlichen Kälber werden verkauft bzw.
auf einen unbelasteten Standort verbracht und als Jungrinder mit unbelastetem
Futter gemästet.
158

Diskussion
Entgegen erster/früherer Erwartungen, deuten die Ergebnisse dieser Arbeit darauf
hin, dass selbst eine Mutterkuhhaltung mit einer nachfolgenden Vermarktung des
Rindfleischs der aus der Produktion „ausscheidenden“ Altkühe – unter oben
genannten Bedingungen – auch möglich sein könnte. Gegenüber einer
Mutterkuhhaltung bestünde der Vorteil der Färsenvornutzung zum einen darin, dass
das Fleisch der Färsen „höchste Qualitätsansprüche“ (SCHMITTER 1976) aufweist
und aufgrund eines Qualitätsbonus auf dem Schlachthof einen höheren Fleischpreis
erzielen kann als das von „Altkühen“. Denkbar wäre zudem, dass der
„Verdünnungseffekt“ bei Färsen in einer kürzeren Zeit erreicht werden kann, da diese
während der Mast schneller Fett anlegen und recht schnell „verfetten“ (GRANZ
1985).
Da nach den vorliegenden Ergebnissen die Laktation nicht die Bedeutung hat wie
anfangs gedacht, wäre es aber auch denkbar, ein solches Konzept auch auf andere
Formen der Rindfleischproduktion zu übertragen: So könnte sich dioxinbelastetes
Grünland möglicherweise auch durch eine „Magervieh-“ oder Ochsenhaltung
bewirtschaften lassen, sofern diese Tiere eine ausreichende Zeit vor ihrer
Schlachtung ausschließlich mit unbelastetem Futter ausgemästet werden würden. In
diesen Fällen müsse aber zunächst noch geprüft werden, wie lang die unbelasteten
Futtermittel zum Einsatz kommen müssten, damit absolut „sicheres“ Rindfleisch
produziert werden kann.
159

Zusammenfassung
6 Zusammenfassung
Ungemach, Linda Christine:
Die Dioxinbelastung von Schlachtrindern aus einer Färsenvornutzung auf
exponiertem Grünland nach einer Ausmast mit unbelastetem Futter
Die Nutzung dioxinexponierten Grünlands zur Futtermittelgewinnung oder in Form
einer Beweidung ist mit dem Risiko von Höchstgehaltüberschreitungen in Futter- und
Lebensmitteln verbunden. Dennoch gibt es gewichtige Gründe (u. a. der
Hochwasserschutz), die für eine weitere Nutzung solcher exponierten Standorte
sprechen. Sofern die Produktionsbedingungen (Futtermittelgewinnung, Tierfütterung
und -haltung) an die Exposition angepasst werden, sind entsprechende Grenzwerte
für Futter- und Lebensmittel auch durchaus einzuhalten.
In dieser Arbeit sollte geprüft werden, ob eine besondere Form der
Rindfleischerzeugung, nämlich die Färsenvornutzung, die Nutzung dioxinexponierten
Grünlands erlaubt. Die Hypothese, die dem hier untersuchten Konzept zugrunde lag,
lautete: Wird vor der Schlachtung das evtl. dioxinbelastete durch unbelastetes Futter
ersetzt, so geht die Dioxinbelastung im Tier so weit zurück, dass sicheres Rindfleisch
(Dioxingehalt < Höchstgehalt) gewonnen wird. Der geringe Dioxingehalt im
Schlachtkörper sollte insbesondere durch eine Ausmast mit unbelasteten FM in den
letzten Monaten vor der Schlachtung erzielt werden. Nicht zuletzt erfolgt auch eine
gewisse Entlastung durch eine Dioxinabgabe mit der Milch. Hierzu wurde ein Betrieb
ausgewählt, dessen Grünland besonders exponiert ist (Elbtalaue). Auf diesem
„Versuchsbetrieb“ standen 51 Färsen (drei Gruppen: F I, F II, F III) für den
Feldversuch zur Verfügung, die zunächst (potentiell) dioxinbelastete Futtermittel (FM)
bekamen: Weideaufwuchs (Sommer: Weidehaltung im Elbdeichvorland) bzw.
belastete Grassilagen (Winter: Stallhaltung). Um die z. T. hoch belasteten FM
überhaupt einsetzen zu können, bedurfte es einer Ausnahmegenehmigung.
Für eine fundierte Einschätzung der Dioxinbelastung von Standort, Futtermitteln und
Tieren wurden diverse Matrizes auf den Gehalt an Dioxinen (PCDD/F) sowie
dioxinähnlichen PCB (dl-PCB) mittels HRGC/HRMS untersucht (LAVES, Oldenburg).
Es wurden u. a. Bodenproben (LUFA Nord-West, Hameln) von der Weidefläche
(Elbdeichvorland) sowie die „belasteten“ FM (Gras bzw. -silagen aus dem
160

Zusammenfassung
Elbdeichvorland) untersucht. Um sicherzustellen, dass vor der Schlachtung
ausschließlich unbelastetes Futter zum Einsatz kam, wurde dieses entsprechend
untersucht. Von den Färsen wurden Kolostrum- und Milchproben, sowie – nach
Schlachtung – Muskulatur- (Einzeltierprobe) und Leberproben (Poolprobe)
entnommen. Die Schlachtkörper wurden bis zum Eintreffen der Ergebnisse „vorläufig
beschlagnahmt“ und nur freigegeben, wenn keine Höchstgehaltüberschreitungen
vorlagen. Da die Lebern ohnehin verworfen werden mussten (Status „Risikobetrieb“),
konnte von Einzeluntersuchungen abgesehen werden (aus Kostengründen nur
Poolproben). Zusätzlich zu den 51 Färsen, die das Konzept durchliefen, wurden auch
Muskulatur- und Leberproben einiger weiterer Tiere des Betriebes untersucht: Eine
Färse (bis zur Schlachtung belastete FM), 6 Altkühe (5,5 Monate unbelastete FM vor
Schlachtung), ein Absetzer (3,5 Mon. unbelastete FM vor Schlachtung) sowie 2
totgeborene Kälber.
Wesentliche Ergebnisse
Die Bodenproben enthielten Dioxingehalte von 44,0 bis 153 ng WHO-PCDD/F-
TEQ/kg TS (Beleg für die besondere Exposition der Weidefläche). Die „belasteten“
Grassilagen wiesen Dioxingehalte von 1,71 bis 4,82 WHO-PCDD/F-
TEQ/kg FM (88 % TS) auf und überschritten somit alle den zulässigen Höchstgehalt
(0,75 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS]). Auch zwei Weideaufwuchsproben
wiesen hohe Gehalte auf (0,74 bzw. 3,64 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS]).
Die Dioxingehalte in den übrigen Proben des Weideaufwuchses variierten zwischen
0,11 und 0,46 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (88 % TS). Die „unbelasteten“ FM
hatten Dioxingehalte zwischen 0,09 und 0,41 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM
(88 % TS). Die Muskulatur der vorgenutzten Färse F 0, die bis zur Schlachtung mit
(potentiell) dioxinbelastetem Futter versorgt wurde, enthielt 3,65 pg WHO-PCDD/F-
TEQ/g Fett (> Dioxinhöchstgehalt: 2,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett). Des
Weiteren wurde der Summenhöchstgehalt (PCDD/F + dl-PCB) überschritten. Die
Färsen der Gruppe F I erhielten über einen Zeitraum von 3 / 3,5 / 4 / 5 / 5,5 bzw. 10
Monate vor der Schlachtung nur unbelastete FM. In deren Muskulatur variierten die
Dioxingehalte zwischen 0,61 und 1,73 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (alle <
Höchstgehalt). Bei den Färsen der Gruppe F II erfolgte die Umstellung 5 / 7 bzw.
161

Zusammenfassung
9,5 Monate vor der Schlachtung. Die Muskulatur wies 1,04 bis 2,26 pg WHO-
PCDD/F-TEQ/g Fett auf (alle < Dioxinhöchstgehalt). Eine einzelne Probe
überschritt allerdings den Summenhöchstgehalt (hoher dl-PCB-Gehalt). Die
Färsen aus der Gruppe F III erhielten für 2,75 / 4,5 / 5 bzw. 5,75 Monate vor der
Schlachtung unbelastete FM. Die Belastung in den Schlachtkörpern variierte
zwischen 1,04 und 3,29 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (1 Probe >
Dioxinhöchstgehalt). Die Leberpoolproben der Schlachtrinder aus den Gruppen F I
– F III wiesen Dioxingehalte von 6,22 bis 20,11 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett auf und
überschritten somit alle den Höchstgehalt (4,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett).
Schlussfolgerungen
Es ist selbst bei einer Beweidung dioxinbelasteten Grünlands und der Nutzung von
Grundfuttermitteln, die z. T. eine erhebliche Belastung aufweisen, möglich
„unbedenkliches“ Rindfleisch (PCDD/F-Gehalt < Höchstgehalt) zu produzieren. Dies
ist jedoch nur zu erreichen, wenn belastetes Futter rechtzeitig vor der Schlachtung
der Tiere abgesetzt und durch unbelastete Futtermittel ersetzt wird. Die
Untersuchungsergebnisse zeigen, dass, sofern die Tiere vor ihrer Schlachtung über
mindestens 3 Monate mit unbelastetem Futter versorgt wurden und in dieser Zeit
Körpermassenzunahmen von ca. 10 % erreichten, sowie zusätzlich noch einen Teil
der Dioxine über die Milch abgeben konnten (nicht zwingend erforderlich), die
Belastung soweit zurückging, dass die Muskulatur der vorgenutzten Färsen keine
kritischen Dioxingehalte aufwies. Es ist also möglich, auf dioxinexponiertem
Grünland Rindfleisch zu erzeugen, das höchsten Qualitätsansprüchen gerecht wird
und im Sinne des Verbraucherschutzes als „unbedenklich“ anzusehen ist. Jedoch
muss ausdrücklich betont werden, dass die Lebern solcher Tiere nicht als
Lebensmittel verwendet werden dürfen. Ferner muss beachtet werden, dass eine
Umsetzung dieses Konzeptes nur unter besonderen Auflagen möglich wäre, d. h.
erst nach Änderungen in den aktuellen rechtlichen Rahmenbedingungen, da
Futtermittel zum Einsatz kämen, die gar nicht eingesetzt werden dürften
(Dioxingehalt > Höchstgehalt), d. h. das generelle Verbot für Futtermittel mit einer
Überschreitung der Höchstgehalte bei den unerwünschten Stoffen würde durch den
Aspekt „Zeit vor der Gewinnung von Lebensmitteln“ aufgeweicht.
162

Summary
7 Summary
Ungemach, Linda Christine:
The dioxin body burden of primiparous beef cows pastured on exposed
grassland after fattening with uncontaminated feed
The use of dioxin contaminated grassland for feed production or grazing is
associated with the risk of exceeding the maximum permitted levels in feed or food.
Nevertheless, there are some substantial arguments (e. g. flood prevention) for an
ongoing use of these exposed areas. It is achievable to produce feed and food with
dioxin contents below the maximum levels if the production conditions (roughage
production, feeding and animal husbandry) are adapted to this special situation of
exposure.
The aim of this study was to investigate whether a special form of fattening of
primiparous beef cows (so called „Färsenvornutzung“) would allow the use of
grassland which is exposed to dioxins with regards to maximum permitted levels. The
hypothesis of this concept was: If the dioxin contaminated feedstuffs are substituted
by uncontaminated ones before slaughter the dioxin body burden of the animal
decreases, resulting in “safe“ beef (dioxin content < maximum permitted level). The
dioxin burden in the carcasses should be reduced by fattening with uncontaminated
feed during the last months before the slaughter of the animals. Some reduction in
the body burden may occur due to the dioxin excretion via milk, too. Therefore, a
farm with eminently exposed grassland was chosen (Lower Saxonian Elbe Valley) as
the subject of this field work. This farm provided 51 heifers (3 groups: F I, F II, F III)
which initially received potentially contaminated feed: grass in the summer (grazing
on the outer dike) and contaminated grass silage during winter housing. For using
the partly high contaminated feed an official permit was necessary. For a wellfounded
assessment of the dioxin contamination of the habitat, feed and the animals,
multiple matrices were analyzed by HRGC/HRMS for their dioxin (PCDD/F) as well
as dl-PCB contents (LAVES, Oldenburg). These matrices included, among others,
soil samples (LUFA Nord-West, Hameln) of the pasture (outer dike of the river Elbe)
as well as “contaminated“ feed (grass silage and grass from areas on the outer dike).
To ensure that only uncontaminated feedstuffs were used before the slaughter, these
163

Summary
feedstuffs were analyzed, too. The primiparous beef cow´s colostrum and milk as
well as – after slaughter – muscle (individual samples) and liver (pooled samples)
were collected. The carcasses only entered the food chain if the results did not
exceed the maximum permitted level. Because the livers were discarded anyway,
owing to the high-risk status of the farm (“Risikobetrieb”), individual samples were not
necessary (pooled samples due to financial reasons). Additionally to the 51 heifers
participating in this concept, muscle and liver samples of further animals were
collected and analyzed: one heifer (contaminated feed until slaughter), 6 cows (5.5
months uncontaminated feed before slaughter), one weaning calf (3.5 months
uncontaminated feed before slaughter) and two stillborn calves.
Essential results
The soil samples contained 44.0 - 153 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg DM (proof of the
particular exposition of the pasture). The “contaminated” grass silages had dioxin
contents of 1.71 - 4.82 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg feed (88 % DM) so that all
exceeded the maximum level (0.75 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg feed [88 % DM]). Two
grass samples showed high dioxin contents (0.74 resp. 3.64 ng WHO-PCDD/F-
TEQ/kg feed [88 % DM]), too. In all remaining grass samples, the dioxin
contamination varied between 0.11 and 0.46 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg feed
(88 % DM). The “uncontaminated” feed contained 0.09 – 0.41 ng WHO-PCDD/F-
TEQ/kg feed (88 % DM).
The muscle sample of the primiparous beef cow F 0 (contaminated feed until
slaughter) had a dioxin content of 3.65 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat (> maximum
level: 2.50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat). Furthermore, the sum of PCDD/F and dl-
PCB exceeded the maximum level, too. The heifers belonging to the group F I were
fed with uncontaminated feed 3 / 3.5 / 4 / 5 / 5.5 resp. 10 months before the
slaughter. The dioxin content in their muscle samples varied between 0.61 and 1.73
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat (all < maximum level). The heifers belonging to the
group F II were fed with uncontaminated feed for 5 / 7 resp. 9.5 months before the
slaughter. The muscle samples contained 1.04 - 2.26 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat
(all < maximum level). One single sample exceeded the maximum permitted level
for the sum of PCDD/F + dl-PCB (high dl-PCB content). The heifers belonging to
164

Summary
the group F III were fed with uncontaminated feed for 2.75 / 4.5 / 5 resp. 5.75 months
before the slaughter. The dioxin burden in their carcasses varied between 1.04 and
3.29 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat (1 sample > maximum level). The pooled liver
samples of these primiparous beef cows (group F I – F III) contained dioxin contents
of 6.22 - 20.11 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat so that all exceeded the maximum
level (4.50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat).
Conclusions
The production of “safe“ beef (PCDD/F content < maximum level) from animals
grazing on dioxin loaded grassland and by feeding roughage containing notable
amounts of PCDD/F is possible, but only if the contaminated feedstuffs were
substituted by uncontaminated ones for a sufficient period of time before the
slaughter of the animals. The results of this study show that if the animals were fed
uncontaminated feed at least 3 months before slaughter and – in this time – their
body weight increased about 10 % and additionally, some dioxins were excreted via
milk (no absolute necessity), the dioxin burden in the carcasses of these animals
decreased below the maximum permitted level for beef. In accordance with these
results, it may be possible to use dioxin exposed grassland for the production of
“safe” beef – regarding the consumer protection – which is of a high quality.
Nevertheless, it should be noted that the livers of all these animals have to be
excluded from the food chain by all means. However, the implementation of this
feeding-concept would require a change in the current legislation: The restrictions
associated with the universal feed ban for feeds exceeding the maximum permitted
level of contamination would necessarily have to be eased in order to allow the use
of feed exceeding the maximum permitted level for “undesirable substances” for a
certain time.
165

Literaturverzeichnis
8 Literaturverzeichnis
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Anhang
9 Anhang
Tabelle 33: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Bodenproben der Weidefläche (Elbdeichvorland)
Probe Winter höher Winter tiefer
Sommer
höher
Sommer tiefer
ng/kg TS
PCB 77 < 0,500 < 0,500 113 < 10,0
PCB 81 1,63 0,780 56,5 < 10,0
PCB 105 343 1348 794 1802
PCB 114 < 0,500 0,780 < 5,00 < 5,00
PCB 118 1045 2400 2765 5387
PCB 123 44,6 213 58,3 213
PCB 126 13,8 44,6 < 1,00 < 1,00
PCB 156 313 < 0,500 674 1595
PCB 157 61,7 195 144 277
PCB 167 154 622 298 791
PCB 169 4,01 12,3 7,25 11,0
PCB 189 67,1 260 < 10,0 281
WHO-dl-PCB-TEQ (lower bound) 1,56 4,98 0,388 0,64
WHO-dl-PCB-TEQ (middle bound) 1,56 4,98 0,438 0,692
WHO-dl-PCB-TEQ (upper bound) 1,56 4,98 0,488 0,745
2,3,7,8-TCDD 1,65 2,54 < 0,030 15,9
1,2,3,7,8-PeCDD 5,16 7,74 8,94 9,02
1,2,3,4,7,8-HxCDD 3,85 8,87 11,3 10,3
1,2,3,6,7,8-HxCDD 9,23 21,8 18,9 27,2
1,2,3,7,8,9-HxCDD 7,64 14,5 21,4 21,6
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 92,2 272 136 291
OCDD 529 1619 71,9 2512
2,3,7,8-TCDF 25,8 64,9 70,9 81,0
1,2,3,7,8-PeCDF 26,2 28,0 36,6 23,3
2,3,4,7,8-PeCDF 19,8 46,1 12,8 65,7
1,2,3,4,7,8-HxCDF 92,8 55,9 463 364
1,2,3,6,7,8-HxCDF 64,6 127 350 219
2,3,4,6,7,8-HxCDF 36,1 68,8 155 111
1,2,3,7,8,9-HxCDF 14,0 24,8 116 81,4
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 275 552 1192 863
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 103 207 386 261
OCDF 758 1470 3335 3058
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 44,03 74,84 152,69 152,70
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 44,03 74,84 152,71 152,70
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 44,03 74,84 152,72 152,70
197

Anhang
Tabelle 34: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den „Betriebsproben"
Probe „Betriebskehricht“ „Stallmaterial“
ng/kg TS
ng/kg uS
PCB 77 35,9 777
PCB 81 < 10,0 36,6
PCB 105 125 710
PCB 114 5,47 35,8
PCB 118 693 2150
PCB 123 17,3 33,1
PCB 126 87,1 40,6
PCB 156 531 354
PCB 157 78,9 54,0
PCB 167 344 223
PCB 169 16,1 < 4,84
PCB 189 117 53,8
WHO-dl-PCB-TEQ (lower bound) 9,25 4,26
WHO-dl-PCB-TEQ (middle bound) 9,26 4,33
WHO-dl-PCB-TEQ (upper bound) 9,26 4,40
2,3,7,8-TCDD < 0,050 n. u.
1,2,3,7,8-PeCDD < 0,100 n. u.
1,2,3,4,7,8-HxCDD 0,240 n. u.
1,2,3,6,7,8-HxCDD 0,400 n. u.
1,2,3,7,8,9-HxCDD 0,390 n. u.
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 5,78 n. u.
OCDD 32,6 n. u.
2,3,7,8-TCDF 0,750 n. u.
1,2,3,7,8-PeCDF 0,680 n. u.
2,3,4,7,8-PeCDF 0,440 n. u.
1,2,3,4,7,8-HxCDF 1,76 n. u.
1,2,3,6,7,8-HxCDF 1,31 n. u.
2,3,4,6,7,8-HxCDF 0,840 n. u.
1,2,3,7,8,9-HxCDF 0,420 n. u.
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 5,33 n. u.
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 1,52 n. u.
OCDF 21,0 n. u.
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,906 k. A.
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,981 k. A.
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,06 k. A.
198

Anhang
Tabelle 35: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Grassilagen belasteter Standorte (Vordeich)
1. Schnitt
1. Schnitt 1. Schnitt 3. Schnitt
Probe
2011
2010 2011 2011
(300 m 3 )
2.+3.Schnitt
2011
(500 m 3 )
ng/kg FM (88 % TS)
2378-TCDF 0,81 0,77 1,59 0,93 1,82
2378-TCDD 0,04 0,06 < 0,03 0,04 0,07
12378-PeCDF 2,06 1,79 4,05 1,60 5,02
23478-PeCDF 1,11 0,88 1,87 0,97 2,03
12378-PeCDD 0,21 0,08 0,25 0,12 0,26
123478-HxCDF 4,16 4,42 8,41 3,63 11,39
123678-HxCDF 3,12 2,75 6,06 2,73 7,92
234678-HxCDF 1,77 1,81 3,67 1,30 4,61
123789-HxCDF 1,29 1,01 2,74 1,20 3,51
123478-HxCDD 0,29 0,07 0,20 0,13 0,29
123678-HxCDD 0,40 0,32 0,71 0,17 0,79
123789-HxCDD 0,31 0,27 0,57 0,15 0,66
1234678-HpCDF 14,88 13,71 32,67 11,98 40,97
1234789-HpCDF 5,35 5,37 10,55 3,74 13,07
1234678-HpCDD 2,45 2,53 3,87 1,88 4,47
OCDF 47,35 46,13 105,11 32,70 130,46
OCDD 9,95 14,52 13,35 11,27 16,03
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 2,10 1,83 4,27 1,71 4,82
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 2,10 1,83 4,28 1,71 4,82
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 2,10 1,83 4,30 1,71 4,82
PCB081 < 0,20 0,32 0,39 0,32 0,43
PCB077 6,74 8,27 7,93 8,54 8,23
PCB126 1,07 1,32 1,63 1,53 1,00
PCB169 < 0,10 0,24 0,21 < 0,09 0,45
PCB105 20,72 28,39 28,67 25,35 32,58
PCB114 1,99 2,47 1,82 1,91 2,44
PCB118 85,16 109,38 92,73 87,07 97,33
PCB123 0,69 1,99 1,49 1,79 1,53
PCB156 14,83 19,93 26,72 15,60 20,75
PCB157 2,08 3,15 3,61 3,73 4,41
PCB167 12,69 19,92 16,30 8,14 10,31
PCB189 2,47 2,38 3,55 2,85 3,35
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,11 0,15 0,18 0,16 0,12
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,11 0,15 0,18 0,16 0,12
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,11 0,15 0,18 0,16 0,12
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,21 1,98 4,45 1,87 4,94
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,21 1,98 4,46 1,87 4,94
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,21 1,98 4,48 1,87 4,94
TS in % 91,5 92,3 89,3 91,1 85,1
199

Anhang
Tabelle 36: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in dem Schnittgut für die Grassilagenherstellung (1. Schnitt,
2012, Vordeichfläche, Schnitthöhe 8 cm)
Schnittgut für
Probe
Grassilage
2012
ng/kg FM (88 % TS)
2378-TCDF 0,21
2378-TCDD

Anhang
Tabelle 37: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Weideaufwuchsproben am „Anfang der Weidesaison“
Probe
1. Aufwuchs 1.+2.
2. Aufwuchs 2. Aufwuchs
2012 Aufwuchs
2012 2012
Nicht 2012
Höheres Tieferes
mähfähiges „unter
Areal Areal
Areal Beobachtung“
ng/kg FM (88 % TS)
2378-TCDF 0,18 0,08 0,11 0,19
2378-TCDD < 0,02 < 0,01 < 0,01 < 0,02
12378-PeCDF 0,23 0,06 0,10 0,08
23478-PeCDF 0,12 0,06 0,09 0,05
12378-PeCDD 0,04 0,04 0,03 0,05
123478-HxCDF 0,32 0,08 0,15 0,16
123678-HxCDF 0,25 0,06 0,14 0,11
234678-HxCDF 0,19 0,05 0,09 0,04
123789-HxCDF 0,15 0,02 0,04 0,04
123478-HxCDD < 0,01 < 0,02 < 0,02 < 0,02
123678-HxCDD 0,12 < 0,01 0,03 0,03
123789-HxCDD 0,07 < 0,04 < 0,04 0,03
1234678-HpCDF 1,10 0,26 0,69 0,57
1234789-HpCDF 0,44 0,06 0,18 0,17
1234678-HpCDD 0,43 0,21 0,24 0,23
OCDF 3,12 0,55 2,25 1,83
OCDD 2,27 0,96 1,60 1,62
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,23 0,09 0,13 0,14
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,24 0,10 0,14 0,15
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 0,25 0,11 0,14 0,16
PCB081 0,31 0,25 0,36 0,19
PCB077 4,71 3,88 4,84 4,43
PCB126 0,54 0,51 0,77 1,11
PCB169 < 0,03 < 0,03 < 0,03 0,18
PCB105 13,51 11,89 14,43 13,63
PCB114 0,93 1,50 1,10 1,15
PCB118 47,19 41,69 48,07 48,95
PCB123 0,66 0,45 0,40 0,57
PCB156 8,85 7,99 9,33 9,95
PCB157 1,29 1,09 1,16 1,41
PCB167 4,51 2,75 4,09 5,68
PCB189 1,09 0,81 0,93 0,77
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,06 0,05 0,08 0,12
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,06 0,05 0,08 0,12
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,06 0,05 0,08 0,12
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 0,29 0,14 0,21 0,26
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 0,30 0,15 0,22 0,27
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 0,31 0,16 0,22 0,28
TS in % 97,7 97,0 96,2 98,3
201

Anhang
Tabelle 38: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Weideaufwuchsproben am „Ende der Weidesaison"
1. Aufwuchs
2. Aufwuchs 2. Aufwuchs
2012
2012 2012
Probe
Nicht
Höheres Tieferes
mähfähiges
Areal Areal
Areal
1.+2.
Aufwuchs
2012
„unter
Beobachtung“
ng/kg FM (88 % TS)
2378-TCDF 0,34 0,42 1,67 0,33
2378-TCDD < 0,02 < 0,02 0,08 0,03
12378-PeCDF 0,40 0,76 3,28 0,54
23478-PeCDF 0,17 0,46 2,21 0,26
12378-PeCDD 0,11 0,06 0,25 < 0,02
123478-HxCDF 0,79 1,48 7,83 0,92
123678-HxCDF 0,53 1,04 5,12 0,67
234678-HxCDF 0,29 0,59 2,99 0,46
123789-HxCDF 0,18 0,37 2,44 0,15
123478-HxCDD 0,04 0,06 0,12 < 0,01
123678-HxCDD 0,06 0,04 0,66 < 0,04
123789-HxCDD 0,06 0,14 0,37 < 0,04
1234678-HpCDF 2,37 5,20 25,04 3,29
1234789-HpCDF 0,85 1,73 9,27 1,03
1234678-HpCDD 0,49 0,96 4,36 0,85
OCDF 7,59 15,57 97,90 11,35
OCDD 2,78 5,05 29,21 4,74
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,44 0,72 3,64 0,43
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,45 0,73 3,64 0,45
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 0,46 0,74 3,64 0,46
PCB081 0,28 0,20 0,48 0,23
PCB077 5,69 6,51 12,77 6,65
PCB126 1,06 1,13 2,05 1,29
PCB169 0,22 < 0,04 < 0,13 0,14
PCB105 23,46 28,32 41,54 19,00
PCB114 0,85 1,36 1,60 0,79
PCB118 77,70 87,24 154,44 70,20
PCB123 1,15 1,08 1,85 0,73
PCB156 13,26 15,92 36,41 12,64
PCB157 1,78 1,90 6,61 1,80
PCB167 5,97 7,16 18,58 6,83
PCB189 1,41 1,76 5,74 1,67
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,12 0,12 0,21 0,14
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,12 0,12 0,22 0,14
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,12 0,12 0,22 0,14
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 0,56 0,84 3,85 0,57
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 0,57 0,85 3,86 0,59
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 0,58 0,86 3,86 0,60
TS in % 88,3 86,4 86,2 85,7
202

Anhang
Tabelle 39: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den unbelasteten Futtermitteln
Probe
Maissilage
2010
Maissilage
2011
Erbsensilage
2011
Grassilage
2011
2.Schnitt
Kraftfutter
ng/kg FM (88 % TS)
2378-TCDF 0,33 0,20 0,21 0,22 0,15
2378-TCDD < 0,01 < 0,04 < 0,01 < 0,01 0,02
12378-PeCDF 0,06 0,11 0,07 0,22 0,04
23478-PeCDF 0,12 0,17 < 0,03 0,18 < 0,03
12378-PeCDD < 0,03 0,16 < 0,03 < 0,01 < 0,02
123478-HxCDF 0,10 0,16 0,10 0,53 < 0,01
123678-HxCDF 0,08 0,15 0,08 0,39 < 0,01
234678-HxCDF 0,09 0,24 0,13 0,22 < 0,01
123789-HxCDF < 0,03 0,18 < 0,01 0,14 < 0,01
123478-HxCDD 0,05 0,09 0,07 0,03 < 0,01
123678-HxCDD 0,09 0,24 0,13 0,19 0,13
123789-HxCDD 0,08 0,25 0,20 0,16 0,03
1234678-HpCDF 0,31 0,30 0,34 1,92 < 0,06
1234789-HpCDF 0,08 < 0,01 < 0,01 0,51 < 0,01
1234678-HpCDD 0,72 0,38 1,76 1,37 0,40
OCDF 1,96 0,98 0,93 5,22 0,13
OCDD 2,95 1,30 16,48 7,82 0,43
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,13 0,37 0,12 0,29 0,06
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,15 0,39 0,15 0,30 0,07
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 0,18 0,41 0,17 0,31 0,09
PCB081 < 0,09 < 0,09 < 0,11 n. u. < 0,10
PCB077 2,97 2,18 4,24 n. u. 1,20
PCB126 0,87 0,59 0,97 n. u. < 0,09
PCB169 < 0,17 < 0,17 < 0,03 n. u. < 0,01
PCB105 11,66 5,96 11,33 n. u. 4,13
PCB114 0,77 0,73 0,67 n. u. 0,59
PCB118 70,12 26,25 38,65 n. u. 15,65
PCB123 0,59 0,33 0,87 n. u. 0,32
PCB156 23,72 4,49 6,12 n. u. 2,82
PCB157 2,26 0,56 0,95 n. u. 0,00
PCB167 14,84 2,40 4,58 n. u. 1,18
PCB189 4,24 0,79 1,09 n. u. < 0,01
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,10 0,06 0,10 k. A. 0,00
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,10 0,06 0,10 k. A. 0,01
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,10 0,07 0,10 k. A. 0,01
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 0,23 0,43 0,22 k. A. 0,06
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 0,25 0,45 0,25 k. A. 0,08
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 0,28 0,48 0,27 k. A. 0,10
TS in % 91,6 89,4 88,5 91,8 86,8
203

Anhang
Tabelle 40: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Kolostrumproben
Probe (Kolostrum) F I a F I b F I c F II F III
pg/g Fett
2378-TCDF 0,20 0,43 0,43 0,08 0,14
2378-TCDD 0,36 0,28 0,19 0,23 0,21
12378-PeCDF 0,66 0,88 0,53 0,19 0,49
23478-PeCDF 6,27 3,89 5,94 3,79 4,80
12378-PeCDD 0,81 0,58 0,83 0,55 0,63
123478-HxCDF 24,54 14,11 24,70 14,79 21,37
123678-HxCDF 12,64 8,12 12,79 6,61 9,94
234678-HxCDF 4,23 2,04 4,60 2,24 3,07
123789-HxCDF 0,56 0,45 0,34 0,11 0,48
123478-HxCDD 0,99 0,42 0,91 0,39 0,65
123678-HxCDD 3,06 1,75 2,97 1,55 1,52
123789-HxCDD 1,04 0,70 1,03 0,38 0,66
1234678-HpCDF 13,38 5,86 14,51 3,16 10,60
1234789-HpCDF 5,40 2,98 6,44 1,18 4,94
1234678-HpCDD 4,38 1,53 4,56 1,32 2,73
OCDF 9,06 2,34 5,17 0,57 3,00
OCDD 3,42 1,12 2,95 1,14 1,64
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 8,03 4,96 7,85 4,59 6,26
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 8,03 4,96 7,85 4,59 6,26
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 8,03 4,96 7,85 4,59 6,26
PCB081 1,11 1,03 1,83 0,76 0,88
PCB077 1,41 2,04 2,55 2,35 2,11
PCB126 26,91 19,55 28,37 20,66 17,18
PCB169 7,37 3,98 7,08 5,01 3,77
PCB105 250,79 208,20 238,20 208,73 218,58
PCB114 34,94 26,05 32,83 25,83 27,82
PCB118 2587,70 1840,96 2375,82 1844,52 1761,77
PCB123 30,96 21,50 32,93 21,69 21,85
PCB156 530,08 340,39 482,86 344,65 369,97
PCB157 105,57 68,03 99,22 69,56 72,95
PCB167 413,82 228,37 397,32 277,34 274,09
PCB189 68,51 33,88 66,12 39,64 50,54
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 3,03 2,16 3,16 2,30 1,92
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 3,03 2,16 3,16 2,30 1,92
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 3,03 2,16 3,16 2,30 1,92
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 11,06 7,12 11,01 6,89 8,18
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 11,06 7,12 11,01 6,89 8,18
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 11,06 7,12 11,01 6,89 8,18
Fettgehalt in % 5,4 1,9 0,9 3,0 2,3
204

Anhang
Tabelle 41: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Proben der „Reifen Milch"
Probe („Reife Milch“) F I a F I b F I c F II F III a F III b
pg/g Fett
2378-TCDF 0,09 0,09 0,20 0,03 0,05 0,01
2378-TCDD 0,21 0,17 0,46 0,18 0,19 0,17
12378-PeCDF 0,13 0,17 0,22 0,07 0,06 0,06
23478-PeCDF 3,65 3,10 5,42 2,04 3,24 3,43
12378-PeCDD 0,50 0,53 0,64 0,37 0,37 0,46
123478-HxCDF 8,15 7,10 11,93 5,38 7,98 8,00
123678-HxCDF 5,25 4,81 7,33 3,20 5,59 6,74
234678-HxCDF 1,23 1,42 1,79 1,06 1,53 1,56
123789-HxCDF 0,08 0,13 0,11 0,09 0,05 0,04
123478-HxCDD 0,29 0,48 0,55 0,26 0,33 0,31
123678-HxCDD 1,24 2,97 1,61 0,91 1,23 1,37
123789-HxCDD 0,63 1,05 0,76 0,34 0,38 0,45
1234678-HpCDF 2,17 5,67 3,09 1,24 2,00 2,05
1234789-HpCDF 1,02 1,78 1,46 0,35 0,64 0,77
1234678-HpCDD 1,16 255,10 3,14 0,78 0,97 0,75
OCDF 0,56 26,90 1,40 0,45 0,13 0,19
OCDD 0,63 1774,65 22,05 0,99 1,37 1,15
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 3,55 6,61 5,24 2,32 3,28 3,54
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 3,55 6,61 5,24 2,32 3,28 3,54
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 3,55 6,61 5,24 2,32 3,28 3,54
PCB081 0,48 0,43 0,73 0,29 0,48 0,33
PCB077 0,86 2,15 1,03 2,21 2,39 1,61
PCB126 13,03 13,38 20,14 20,56 13,77 12,43
PCB169 2,63 2,99 3,79 4,35 2,75 2,22
PCB105 140,59 153,55 167,32 134,02 159,80 151,30
PCB114 16,47 20,25 22,84 18,45 22,42 23,89
PCB118 1064,26 1350,71 1470,67 1260,85 1142,75 1174,89
PCB123 14,13 16,27 19,88 13,20 12,69 12,79
PCB156 228,71 276,82 312,92 301,89 242,66 263,19
PCB157 45,56 53,56 63,64 51,56 46,48 50,14
PCB167 120,24 135,44 178,81 167,35 127,10 138,21
PCB189 22,61 26,44 31,15 35,72 26,18 29,03
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,43 1,49 2,20 2,25 1,51 1,37
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,43 1,49 2,20 2,25 1,51 1,37
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,43 1,49 2,20 2,25 1,51 1,37
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 4,98 8,10 7,44 4,57 4,79 4,91
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 4,98 8,10 7,44 4,57 4,79 4,91
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 4,98 8,10 7,44 4,57 4,79 4,91
Fettgehalt in % 4,8 3,6 3,5 3,5 3,0 4,3
205

Anhang
Tabelle 42: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben von den Färsen aus der Gruppe F I
Probe
F I F I F I F I F I F I
M 1/26 M 2/26 M 3/26 M 4/26 M 5/26 M 6/26
pg/g Fett
2378-TCDF 0,03 0,04 0,04 < 0,02 < 0,04 0,02
2378-TCDD 0,13 0,07 0,08 0,10 0,07 0,17
12378-PeCDF 0,02 0,04 0,03 0,01 0,02 0,03
23478-PeCDF 1,45 1,51 1,50 1,48 1,42 1,23
12378-PeCDD 0,18 0,26 0,26 0,22 0,24 0,27
123478-HxCDF 4,19 3,64 4,27 3,55 3,54 3,80
123678-HxCDF 1,78 2,25 2,25 2,05 2,17 2,10
234678-HxCDF 0,69 0,75 0,63 0,63 0,60 0,67
123789-HxCDF 0,03 0,05 0,02 0,01 0,03 0,02
123478-HxCDD 0,17 0,26 0,31 0,25 0,12 0,22
123678-HxCDD 0,74 0,63 0,86 0,63 0,79 0,71
123789-HxCDD 0,13 0,17 0,25 0,24 0,21 0,24
1234678-HpCDF 1,14 1,47 1,44 1,32 1,11 1,41
1234789-HpCDF 0,49 0,55 0,42 0,46 0,45 0,41
1234678-HpCDD 0,98 1,18 0,95 1,06 0,63 0,69
OCDF 0,20 0,48 0,28 0,48 0,26 0,17
OCDD 0,86 1,10 0,99 0,75 0,59 0,70
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,55 1,60 1,68 1,53 1,50 1,61
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,55 1,60 1,68 1,53 1,51 1,61
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,55 1,60 1,68 1,53 1,51 1,61
PCB081 0,24 0,21 0,23 0,19 0,19 0,18
PCB077 1,20 0,85 0,85 1,09 0,76 0,74
PCB126 11,26 12,14 12,49 11,76 11,53 10,57
PCB169 3,54 2,91 4,29 2,76 3,10 3,17
PCB105 94,90 118,51 120,52 98,27 97,16 108,69
PCB114 17,08 17,24 20,31 15,07 16,03 16,13
PCB118 973,70 1034,76 1202,02 943,70 986,86 959,47
PCB123 12,52 13,12 13,43 11,88 11,43 10,77
PCB156 281,68 288,69 372,10 239,19 263,03 268,76
PCB157 50,77 52,26 64,90 44,62 48,22 48,76
PCB167 153,04 144,89 174,71 111,05 134,69 118,51
PCB189 46,02 45,40 63,26 37,44 36,91 40,12
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,28 1,35 1,44 1,30 1,29 1,20
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,28 1,35 1,44 1,30 1,29 1,20
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,28 1,35 1,44 1,30 1,29 1,20
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,83 2,95 3,12 2,83 2,79 2,81
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,83 2,95 3,12 2,83 2,80 2,81
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,83 2,95 3,12 2,83 2,80 2,81
Fettgehalt in % 13,4 6,4 7,5 16,3 15,9 17,2
206

Anhang
Fortsetzung der Tabelle 42:
Probe
F I
M 7/26
F I
M 8/26
F I
M 9/26
F I
M 10/26
F I
M 11/26
F I
M 12/26
pg/g Fett
2378-TCDF < 0,02 0,04 0,06 < 0,03 < 0,03 0,05
2378-TCDD 0,06 0,07 0,08 0,09 0,06 0,08
12378-PeCDF 0,02 0,02 < 0,01 0,02 0,04 0,01
23478-PeCDF 1,49 0,99 1,17 1,29 1,24 1,04
12378-PeCDD 0,20 0,24 0,20 0,18 0,17 0,23
123478-HxCDF 3,89 1,94 2,45 3,06 3,76 2,19
123678-HxCDF 2,16 1,24 1,62 1,78 1,93 1,51
234678-HxCDF 0,59 0,43 0,47 0,50 0,60 0,41
123789-HxCDF < 0,02 0,01 0,05 < 0,01 < 0,02 0,02
123478-HxCDD 0,14 0,13 0,10 0,21 0,25 0,16
123678-HxCDD 0,77 0,54 0,40 0,58 0,64 0,52
123789-HxCDD 0,18 0,20 0,16 0,27 0,26 0,21
1234678-HpCDF 1,06 1,04 1,18 1,32 1,85 1,08
1234789-HpCDF 0,44 0,39 0,42 0,45 0,52 0,38
1234678-HpCDD 0,69 0,64 0,62 0,90 1,08 0,64
OCDF 0,18 0,17 0,34 0,20 0,27 0,22
OCDD 0,44 0,72 0,51 0,73 0,84 0,48
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,50 1,08 1,18 1,32 1,38 1,15
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,50 1,08 1,18 1,33 1,38 1,15
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,51 1,08 1,18 1,33 1,39 1,15
PCB081 0,18 0,23 0,34 0,21 0,29 0,17
PCB077 0,98 0,80 1,39 0,76 0,70 0,67
PCB126 10,77 11,32 14,42 11,99 11,00 12,08
PCB169 3,41 2,44 2,62 3,52 3,86 2,30
PCB105 97,64 125,66 143,50 103,33 108,17 133,96
PCB114 17,80 15,03 15,27 16,71 15,14 16,78
PCB118 1028,97 855,00 961,66 951,55 953,96 982,61
PCB123 12,18 9,96 12,25 9,33 10,36 9,93
PCB156 317,67 195,48 217,68 323,51 298,72 212,16
PCB157 56,10 34,51 38,57 55,78 51,94 37,71
PCB167 149,79 94,81 106,33 151,55 163,78 116,51
PCB189 47,97 25,94 29,70 57,28 48,82 25,83
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,23 1,25 1,57 1,35 1,27 1,32
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,23 1,25 1,57 1,35 1,27 1,32
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,23 1,25 1,57 1,35 1,27 1,32
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,73 2,33 2,75 2,67 2,65 2,47
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,73 2,33 2,75 2,68 2,65 2,47
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,74 2,33 2,75 2,68 2,66 2,47
Fettgehalt in % 11,4 12,7 17,6 16,3 19,6 24,4
207

Anhang
Fortsetzung Tabelle 42:
Probe
F I
M 13/26
F I
M 14/26
F I
M 15/26
F I
M 16/26
F I
M 17/26
F I
M 18/26
pg/g Fett
2378-TCDF 0,06 0,07 0,10 0,09 0,11 0,09
2378-TCDD < 0,03 0,09 0,09 0,03 0,09 0,06
12378-PeCDF 0,03 0,03 0,02 0,06 0,06 0,07
23478-PeCDF 1,32 1,13 1,49 1,66 1,70 1,45
12378-PeCDD 0,16 0,16 0,26 0,30 0,24 0,24
123478-HxCDF 3,35 2,98 4,01 3,96 4,47 3,96
123678-HxCDF 1,78 1,72 2,34 2,65 2,38 2,34
234678-HxCDF 0,62 0,44 0,53 0,62 0,63 0,76
123789-HxCDF < 0,01 < 0,03 < 0,02 < 0,02 < 0,01 < 0,01
123478-HxCDD 0,19 0,17 0,15 0,16 0,19 0,18
123678-HxCDD 0,64 0,69 0,58 0,52 0,63 0,68
123789-HxCDD 0,16 0,20 0,22 0,16 0,23 0,18
1234678-HpCDF 1,33 1,22 1,62 1,25 1,36 1,13
1234789-HpCDF 0,40 0,35 0,54 0,36 0,48 0,43
1234678-HpCDD 0,86 0,78 0,97 0,47 0,72 0,55
OCDF 0,19 0,08 0,35 0,19 0,13 0,23
OCDD 0,69 0,53 2,57 0,60 0,69 0,64
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,26 1,24 1,62 1,67 1,73 1,58
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,28 1,24 1,62 1,67 1,73 1,58
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,29 1,24 1,62 1,67 1,73 1,58
PCB081 0,30 0,22 0,29 0,22 0,44 0,21
PCB077 0,89 0,89 1,23 1,61 2,11 1,69
PCB126 10,86 10,59 11,39 12,67 16,49 10,28
PCB169 3,40 2,88 3,16 3,04 4,13 3,44
PCB105 109,89 101,23 119,14 122,24 124,23 109,18
PCB114 16,18 14,11 16,39 15,98 22,67 16,56
PCB118 950,16 844,65 942,18 1003,06 1283,21 999,53
PCB123 11,60 9,82 11,18 11,54 15,38 12,05
PCB156 291,89 265,24 257,69 255,27 360,22 282,60
PCB157 51,19 45,93 47,08 46,59 64,21 51,96
PCB167 139,12 154,20 129,05 141,08 199,82 127,69
PCB189 45,53 44,44 39,01 35,32 50,81 40,40
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,24 1,19 1,28 1,41 1,84 1,18
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,24 1,19 1,28 1,41 1,84 1,18
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,24 1,19 1,28 1,41 1,84 1,18
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,50 2,43 2,90 3,08 3,57 2,76
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,52 2,43 2,90 3,08 3,57 2,76
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,53 2,43 2,90 3,08 3,57 2,76
Fettgehalt in % 19,1 16,0 10,4 8,22 6,1 7,3
208

Anhang
Fortsetzung Tabelle 42:
Probe
F I
M 19/26
F I
M 20/26
F I
M 21/26
F I
M 22/26
F I
M 23/26
F I
M 24/26
pg/g Fett
2378-TCDF 0,10 0,10 0,03 0,06 0,03 0,02
2378-TCDD 0,13 < 0,05 0,06 0,07 0,05 0,07
12378-PeCDF 0,06 < 0,03 0,02 0,03 0,02 < 0,02
23478-PeCDF 1,56 1,35 1,17 1,25 0,69 1,11
12378-PeCDD 0,25 0,20 0,17 0,19 0,12 0,12
123478-HxCDF 4,13 4,02 3,25 3,50 1,49 2,97
123678-HxCDF 2,19 2,03 1,70 1,70 1,07 2,05
234678-HxCDF 0,63 0,69 0,52 0,57 0,28 0,57
123789-HxCDF 0,04 0,03 < 0,02 0,02 < 0,04 < 0,02
123478-HxCDD 0,23 0,18 0,20 0,20 0,12 0,12
123678-HxCDD 0,71 0,69 0,53 0,56 0,28 0,52
123789-HxCDD 0,18 0,29 0,14 0,14 0,15 0,07
1234678-HpCDF 1,14 1,26 0,81 0,70 0,62 1,16
1234789-HpCDF 0,48 0,42 0,39 0,39 0,26 0,37
1234678-HpCDD 0,55 0,58 0,52 0,62 0,46 0,63
OCDF 0,27 0,24 0,16 0,18 0,08 0,16
OCDD 1,02 0,79 0,38 0,48 0,36 0,62
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,69 1,42 1,24 1,33 0,73 1,18
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,69 1,45 1,24 1,33 0,74 1,18
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,69 1,47 1,24 1,33 0,74 1,18
PCB081 0,19 0,23 0,15 0,22 0,19 0,18
PCB077 1,49 1,96 0,85 1,16 0,99 1,16
PCB126 12,63 10,57 8,56 9,38 8,94 9,26
PCB169 3,86 3,50 2,60 2,96 1,89 3,05
PCB105 116,93 100,66 80,29 95,86 88,47 82,68
PCB114 18,71 17,72 11,93 15,15 10,92 15,54
PCB118 1174,24 1042,76 746,59 921,26 634,05 859,32
PCB123 13,82 11,07 8,47 9,76 7,18 7,88
PCB156 348,34 338,28 223,16 258,06 158,14 230,44
PCB157 60,87 57,22 37,82 43,99 28,30 41,27
PCB167 186,38 158,09 118,71 129,89 91,10 166,94
PCB189 48,41 53,68 38,24 39,73 21,38 33,87
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,44 1,22 0,97 1,07 0,98 1,06
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,44 1,22 0,97 1,07 0,98 1,06
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,44 1,22 0,97 1,07 0,98 1,06
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 3,13 2,64 2,21 2,40 1,71 2,24
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 3,13 2,67 2,21 2,40 1,72 2,24
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 3,13 2,69 2,21 2,40 1,72 2,24
Fettgehalt in % 8,1 5,1 8,1 7,2 9,2 3,6
209

Anhang
Fortsetzung Tabelle 42:
Probe
F I
M 25/26
F I
M 26/26
pg/g Fett
2378-TCDF < 0,01 < 0,02
2378-TCDD < 0,10 0,04
12378-PeCDF 0,04 < 0,03
23478-PeCDF 1,07 0,56
12378-PeCDD 0,16 0,12
123478-HxCDF 2,85 1,08
123678-HxCDF 1,77 0,54
234678-HxCDF 0,55 0,27
123789-HxCDF < 0,02 0,08
123478-HxCDD 0,16 0,19
123678-HxCDD 0,43 0,28
123789-HxCDD 0,13 0,20
1234678-HpCDF 1,10 0,52
1234789-HpCDF 0,28 0,22
1234678-HpCDD 0,59 0,57
OCDF 0,29 0,40
OCDD 0,91 0,92
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,09 0,61
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,14 0,61
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,19 0,61
PCB081 0,31 0,54
PCB077 1,82 1,70
PCB126 9,57 11,92
PCB169 2,72 2,78
PCB105 88,62 124,58
PCB114 15,38 14,59
PCB118 812,69 724,42
PCB123 8,89 10,00
PCB156 225,50 183,35
PCB157 41,07 33,37
PCB167 159,87 98,24
PCB189 38,04 28,79
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,08 1,31
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,08 1,31
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,08 1,31
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,17 1,92
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,22 1,92
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,27 1,92
Fettgehalt in % 2,1 9,1
210

Anhang
Tabelle 43: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben von den Färsen aus der Gruppe F II
Probe FII M 1/9 FII M 2/9 FII M 3/9 FII M 4/9 FII M 5/9 FII M 6/9
pg/g Fett
2378-TCDF 0,04 0,07 0,06 0,04 0,05 0,03
2378-TCDD 0,09 0,11 0,12 0,09 0,14 0,09
12378-PeCDF 0,05 0,09 0,04 0,04 0,08 0,04
23478-PeCDF 1,55 1,87 2,41 1,61 2,06 1,11
12378-PeCDD 0,29 0,27 0,29 0,20 0,19 0,22
123478-HxCDF 4,28 4,76 5,57 3,80 5,83 3,10
123678-HxCDF 2,28 2,41 2,89 1,93 2,94 1,46
234678-HxCDF 0,56 0,67 0,93 0,60 1,18 0,60
123789-HxCDF < 0,01 0,08 0,04 0,02 < 0,05 0,05
123478-HxCDD < 0,03 0,29 0,28 0,17 0,23 0,23
123678-HxCDD 0,53 0,94 1,02 0,60 1,05 0,47
123789-HxCDD 0,15 0,28 0,16 0,13 0,19 0,17
1234678-HpCDF 0,89 1,52 1,63 0,90 2,14 1,17
1234789-HpCDF 0,33 0,51 0,48 0,31 0,58 0,38
1234678-HpCDD 0,53 1,25 1,32 0,65 1,49 1,21
OCDF 0,37 0,49 0,31 0,18 0,36 0,19
OCDD 1,18 1,36 1,24 0,76 1,55 1,14
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,65 1,93 2,26 1,52 2,14 1,28
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,65 1,93 2,26 1,52 2,14 1,28
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,65 1,93 2,26 1,52 2,15 1,28
PCB081 0,27 0,35 0,41 0,28 0,29 0,88
PCB077 2,49 2,08 1,71 1,54 2,32 3,09
PCB126 14,71 21,87 26,48 14,96 24,73 13,80
PCB169 3,56 4,52 5,82 3,66 5,86 3,32
PCB105 97,98 173,86 200,32 103,90 174,87 177,19
PCB114 18,96 19,39 23,05 14,15 20,91 18,87
PCB118 1267,52 1269,48 1553,97 930,76 1390,43 906,08
PCB123 12,45 13,60 16,91 10,06 13,14 12,36
PCB156 300,06 376,01 478,82 258,51 472,94 272,53
PCB157 55,52 63,36 80,36 44,50 78,29 46,35
PCB167 183,75 200,53 261,56 131,72 208,51 124,67
PCB189 43,23 52,92 67,85 38,82 73,63 43,81
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,64 2,39 2,90 1,65 2,72 1,53
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,64 2,39 2,90 1,65 2,72 1,53
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,64 2,39 2,90 1,65 2,72 1,53
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 3,29 4,32 5,16 3,17 4,86 2,81
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 3,29 4,32 5,16 3,17 4,86 2,81
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 3,29 4,32 5,16 3,17 4,87 2,81
Fettgehalt in % 1,2 6,9 4,8 4,3 3,2 3,4
211

Anhang
Fortsetzung Tabelle 43:
Probe FII M 7/9 FII M 8/9 FII M 8/9 FII M 9/9
pg/g Fett
pg/g
Erzeugnis
2378-TCDF 0,03 < 0,001 < 0,03 0,02
2378-TCDD 0,07 < 0,001 < 0,02 0,09
12378-PeCDF 0,05 0,001 0,08 0,03
23478-PeCDF 1,37 0,016 1,09 1,15
12378-PeCDD 0,27 0,002 0,16 0,17
123478-HxCDF 3,17 0,034 2,32 3,57
123678-HxCDF 1,85 0,017 1,12 1,90
234678-HxCDF 0,65 0,013 0,88 0,68
123789-HxCDF < 0,01 < 0,001 0,02 < 0,02
123478-HxCDD 0,07 < 0,001 < 0,04 0,15
123678-HxCDD 0,78 0,007 0,47 0,66
123789-HxCDD 0,19 0,001 0,09 0,13
1234678-HpCDF 1,15 0,015 0,98 1,31
1234789-HpCDF 0,54 0,004 0,26 0,51
1234678-HpCDD 1,09 0,025 1,70 0,99
OCDF 0,30 0,004 0,30 0,20
OCDD 1,24 0,054 3,62 1,36
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,45 0,014 1,01 1,35
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,46 0,015 1,02 1,35
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,46 0,016 1,04 1,35
PCB081 0,81 0,017 1,12 0,80
PCB077 2,86 0,080 5,42 2,37
PCB126 18,42 0,204 13,80 16,37
PCB169 4,67 0,052 3,53 3,52
PCB105 214,57 3,124 211,45 195,18
PCB114 23,75 0,354 23,99 21,57
PCB118 1204,95 13,917 942,08 1060,74
PCB123 16,14 0,197 13,34 14,44
PCB156 350,43 4,672 316,25 300,96
PCB157 61,66 0,727 49,19 52,74
PCB167 160,64 2,398 162,31 152,26
PCB189 54,91 0,724 49,00 44,68
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 2,05 0,023 1,54 1,80
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 2,05 0,023 1,54 1,80
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 2,05 0,023 1,54 1,80
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 3,50 0,037 2,55 3,15
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 3,51 0,038 2,56 3,15
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 3,51 0,039 2,58 3,15
Fettgehalt in % 4,2 1,5 1,5 7,1
212

Anhang
Tabelle 44: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben von den Färsen aus der
Gruppe F III
F III F III F III F III F III
Probe
M 1/16 M 2/16 M 3/16 M 4/16 M 5/16
F III
M 6/16
pg/g Fett
2378-TCDF 0,03 < 0,01 < 0,02 < 0,04 0,06 0,10
2378-TCDD 0,16 0,12 0,06 0,20 0,07 0,09
12378-PeCDF 0,12 0,07 < 0,03 0,08 0,09 < 0,02
23478-PeCDF 2,13 2,02 1,77 3,14 2,13 1,78
12378-PeCDD 0,36 0,41 0,19 0,44 0,26 0,23
123478-HxCDF 5,35 5,58 4,53 8,50 5,12 5,69
123678-HxCDF 3,65 3,43 2,27 5,06 3,26 3,37
234678-HxCDF 0,92 0,88 0,79 1,24 0,79 0,81
123789-HxCDF 0,10 0,06 0,03 0,04 0,11 < 0,02
123478-HxCDD 0,19 0,21 0,19 0,26 0,27 0,27
123678-HxCDD 1,09 0,51 0,59 1,19 0,71 0,69
123789-HxCDD 0,29 0,13 0,06 0,29 0,39 0,13
1234678-HpCDF 1,68 1,28 1,42 2,45 1,65 1,84
1234789-HpCDF 0,74 0,49 0,40 0,87 0,71 0,52
1234678-HpCDD 0,54 0,48 0,55 0,81 0,98 0,58
OCDF 0,56 0,40 0,16 0,35 0,71 0,28
OCDD 0,81 0,66 0,50 0,60 1,72 1,00
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 2,35 2,24 1,65 3,28 2,08 1,99
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 2,35 2,24 1,65 3,29 2,08 1,99
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 2,35 2,24 1,65 3,29 2,08 1,99
PCB081 0,47 0,20 0,34 0,24 0,14 0,37
PCB077 1,93 1,46 0,85 0,94 3,77 2,47
PCB126 11,89 10,99 10,27 14,15 13,30 9,23
PCB169 2,81 3,01 2,31 4,07 3,20 3,15
PCB105 165,05 116,74 135,81 154,74 139,54 122,75
PCB114 22,32 19,50 21,87 24,66 21,40 20,42
PCB118 1168,10 1213,69 1075,39 1502,25 1114,22 1052,49
PCB123 14,88 13,82 13,59 17,64 14,95 11,20
PCB156 299,51 317,00 279,46 451,08 325,44 348,20
PCB157 48,53 54,02 45,71 67,90 55,00 58,70
PCB167 132,20 170,67 121,68 212,06 173,87 150,47
PCB189 38,38 42,84 36,32 58,41 53,09 57,67
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,33 1,25 1,15 1,61 1,48 1,07
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,33 1,25 1,15 1,61 1,48 1,07
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,33 1,25 1,15 1,61 1,48 1,07
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 3,68 3,49 2,80 4,89 3,56 3,06
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 3,68 3,49 2,80 4,90 3,56 3,06
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 3,68 3,49 2,80 4,90 3,56 3,06
Fettgehalt in % 12,57 4,96 9,77 7,12 3,5 3,8
213

Anhang
Fortsetzung Tabelle 44:
Probe
pg/g Fett
F III
M 7/16
F III
M 8/16
F III
M 9/16
F III
M 10/16
F III
M 11/16
F III
M 12/16
pg/g
Erzeugnis
2378-TCDF 0,02 0,03

Anhang
Fortsetzung Tabelle 44:
Probe
pg/g Fett
F III
M 12/16
F III
M 13/16
F III
M 14/16
F III
M 15/16
pg/g
Erzeugnis
F III
M 15/16
F III
M 16/16
2378-TCDF

Anhang
Tabelle 45: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberpoolproben von den Färsen aus den Gruppen F I -
III
Probe F I L a F I L b F II L a F II L b F III L a F III L b
pg/g Fett
2378-TCDF 0,20 < 0,04 0,05 0,09 0,14 0,16
2378-TCDD 0,15 0,10 0,12 0,06 0,30

Anhang
Tabelle 46: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in Muskulatur- und Leberproben von der Färse F 0, dem
Absetzer A und den totgeborenen Kälbern
Probe
F 0 Absetzer A Totgeborene Kälber
Muskulatur Leber Muskulatur Leber Muskulatur Leber
pg/g Fett
2378-TCDF 0,11 0,04 0,12 0,08

Anhang
Tabelle 47: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben von den Altkühen (AK 1 – 6)
Probe AK 1 AK 2 AK 3 AK 4 AK 5 AK 6
pg/g Fett
2378-TCDF 0,09 0,07 0,10 0,11 0,22 0,11
2378-TCDD 0,02 0,04 0,05 0,07 0,04 0,04
12378-PeCDF 0,04 < 0,04 0,05 0,06 0,09 0,03
23478-PeCDF 0,55 0,79 0,84 0,90 0,51 0,70
12378-PeCDD 0,16 0,13 0,24 0,18 0,11 0,14
123478-HxCDF 1,23 1,94 2,62 2,49 0,88 1,38
123678-HxCDF 0,67 0,97 1,28 1,35 0,62 0,71
234678-HxCDF 0,27 0,32 0,53 0,43 0,25 0,28
123789-HxCDF 0,01 < 0,04 0,08 0,03 < 0,02 0,01
123478-HxCDD 0,15 0,15 0,21 0,19 0,13 0,16
123678-HxCDD 0,48 0,37 0,57 0,55 0,38 0,38
123789-HxCDD 0,14 0,19 0,23 0,14 0,12 0,15
1234678-HpCDF 0,44 0,51 0,87 1,03 0,38 0,39
1234789-HpCDF 0,16 0,13 0,28 0,25 0,06 0,13
1234678-HpCDD 0,74 0,62 0,88 0,78 0,51 0,60
OCDF 0,15 0,11 0,41 0,20 0,07 0,26
OCDD 1,00 0,75 0,90 0,97 0,51 0,74
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,66 0,82 1,13 1,07 0,58 0,72
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,66 0,82 1,13 1,07 0,58 0,72
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 0,66 0,83 1,13 1,07 0,58 0,72
PCB081 0,15 0,20 0,19 0,20 0,31 0,18
PCB077 0,97 1,03 0,94 1,02 1,39 1,21
PCB126 8,42 8,89 8,75 8,84 7,57 8,15
PCB169 1,67 1,62 2,47 2,36 1,40 1,49
PCB105 67,93 74,59 72,83 83,32 75,50 79,13
PCB114 7,73 10,12 9,96 10,50 7,69 8,72
PCB118 482,29 647,11 651,71 599,00 485,80 561,76
PCB123 5,52 6,76 6,56 7,33 5,28 6,38
PCB156 130,59 156,09 194,97 185,90 123,77 137,83
PCB157 21,29 25,98 30,72 28,60 20,52 22,17
PCB167 74,56 64,38 100,68 79,97 75,22 86,26
PCB189 24,47 21,36 41,38 41,32 22,07 23,77
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,92 0,97 0,98 0,99 0,82 0,89
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,92 0,97 0,98 0,99 0,82 0,89
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,92 0,97 0,98 0,99 0,82 0,89
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 1,58 1,79 2,11 2,06 1,40 1,61
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 1,58 1,79 2,11 2,06 1,40 1,61
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 1,58 1,80 2,11 2,06 1,40 1,61
Fettgehalt in % 8,7 9,3 9,3 6,5 7,9 13,1
218

Anhang
Tabelle 48: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberproben der Altkühe (AK 1 – 6)
Probe AK 1 AK 2 AK 3 AK 4 AK 5 AK 6
pg/g Fett
2378-TCDF 0,14 0,08 0,08 0,05 0,07 0,08
2378-TCDD 0,07 < 0,02 < 0,01 < 0,02 < 0,02 0,05
12378-PeCDF 0,22 0,08 0,10 0,08 0,08 0,09
23478-PeCDF 2,36 2,88 4,25 3,70 2,09 3,25
12378-PeCDD 0,43 0,48 0,73 0,29 0,19 0,45
123478-HxCDF 8,35 12,75 24,80 20,46 6,86 13,29
123678-HxCDF 3,39 4,69 8,53 7,31 3,12 4,94
234678-HxCDF 2,22 3,16 6,14 3,22 2,06 2,71
123789-HxCDF 0,19 < 0,01 < 0,02 < 0,01 0,10 0,07
123478-HxCDD 2,22 2,55 4,79 2,94 1,94 2,49
123678-HxCDD 1,79 2,67 4,89 3,86 1,47 2,57
123789-HxCDD 2,18 1,98 3,97 2,29 2,17 2,32
1234678-HpCDF 9,67 8,63 19,87 17,27 6,47 9,16
1234789-HpCDF 4,35 3,67 8,00 6,30 3,12 3,92
1234678-HpCDD 35,15 31,66 71,93 35,36 24,71 35,15
OCDF 10,97 10,17 20,04 14,73 8,07 8,79
OCDD 147,69 123,21 279,99 134,18 104,00 109,04
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 3,80 4,61 8,42 6,05 2,98 4,84
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 3,80 4,62 8,42 6,06 2,99 4,84
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 3,80 4,64 8,43 6,07 3,00 4,84
PCB081 0,21 0,15 0,22 0,47 0,21 0,19
PCB077 1,80 1,20 1,77 1,15 2,28 1,32
PCB126 16,44 16,95 20,70 16,39 14,33 18,84
PCB169 1,68 1,41 2,37 2,33 1,41 1,67
PCB105 72,30 73,55 80,02 78,32 74,65 80,00
PCB114 6,00 7,93 6,35 7,64 6,33 5,62
PCB118 487,63 611,53 675,23 562,04 469,66 537,22
PCB123 3,87 5,49 5,09 5,70 4,38 4,59
PCB156 98,18 107,45 125,83 130,29 90,31 100,65
PCB157 18,52 20,86 22,53 22,95 17,68 17,28
PCB167 69,40 78,13 76,74 70,25 60,90 58,99
PCB189 14,23 12,91 15,30 23,16 13,51 13,77
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,72 1,77 2,17 1,74 1,50 1,96
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,72 1,77 2,17 1,74 1,50 1,96
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,72 1,77 2,17 1,74 1,50 1,96
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 5,52 6,38 10,59 7,79 4,48 6,80
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 5,52 6,39 10,59 7,80 4,49 6,80
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 5,52 6,41 10,60 7,81 4,50 6,80
Fettgehalt in % k. A. k. A. k. A. k. A. k. A. k. A.
219

Anhang
Tabelle 49: Lebendgewichte (Tag der Schlachtung) sowie Schlachtkörpergewichte der Färsen aus Gruppe
F I und der Altkühe (AK 1 – 6), für die jeweils keine Angaben zu den Änderungen ihrer Körpermasse
gemacht werden konnten; Angaben in kg
Tier Lebendgewicht Schlachtkörpergewicht
F I 1/26 686 355
F I 2/26 660 337
F I 3/26 629 315
F I 4/26 758 387
F I 5/26 899 469
F I 6/26 670 353
F I 7/26 625 318
F I 8/26 603 283
F I 9/26 623 291
F I 10/26 608 287
F I 11/26 593 273
F I 12/26 619 288
F I 13/26 613 278
F I 14/26 563 258
F I 15/26 658 307
F I 20/26 k. A. 327
F I 22/26 689 372
F I 23/26 k. A. 312
F I 26/26 720 391
AK 1 610 230
AK 2 747 377
AK 3 803 426
AK 4 705 372
AK 5 620 305
AK 6 711 375
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Danksagung
10 Danksagung
Ein ganz besonderer Dank gilt meinem Doktorvater Prof. Dr. Josef Kamphues für die
Überlassung dieses hochinteressanten und brisanten Themas. Seine stetige
Unterstützung und sein Einsatz erleichterten mir den „Ausflug“ in die – mir bis dahin
mehr oder weniger unbekannte – „Welt der Dioxine“. Seine hilfreichen Kritiken und
die zahlreichen Diskussionen haben diese Arbeit vorangetrieben und dank seines
großartigen Humors ist die Freude in dieser gesamten Zeit stets erhalten geblieben.
Ganz herzlich möchte ich mich auch bei Frau Dr. Bruns-Weller und Frau Dr. Knoll
sowie dem gesamten Laborteam im LI des LAVES in Oldenburg bedanken. Die
Zusammenarbeit hätte nicht besser laufen können. Des Weiteren geht ein
Dankeschön an Herr Dr. Appuhn, der die Dioxinanalytik der Bodenproben
übernommen hat. Auch den anderen Beteiligten des Projektes gilt ein großer Dank:
Frau Dr. Sassen, Frau Dr. Vossler, Herr Dr. Severin, Herr Ende, Herr Flögel, Herr
Heuer, Herr Dr. Schneider sowie natürlich Familie Reinstorf/Rechenberg, die mich
stets unterstützt haben und mir zu jeder Zeit zahlreiche Fragen beantwortet haben.
Ganz besonders möchte ich mich bei Ulrike Liedtke für die netten Ausflüge an die
Elbe und ihre unermüdliche Hilfe bedanken – es war immer ein großes Vergnügen!
Ein herzlicher Dank geht auch an Mike Patzer, der stets zum richtigen Moment
aufbauende Worte bzw. den ein oder anderen netten Spruch auf Lager hatte.
Bedanken möchte ich mich auch bei dem Laborteam am Institut, bei allen „Mit-
Doktoranden“, die durch das Korrekturlesen eine große Hilfe waren (ganz
besonderer Dank gilt Mareike Kölln und Robert Kirchner) oder mir im Büro beste
Gesellschaft geleistet haben (Christine Ratert und Franziska Koop) sowie bei allen
Freunden, die mir in dieser Zeit Mut zugesprochen haben.
Der größte Dank gebührt zweifelsohne meinen Eltern, die mich zu jeder Zeit dabei
unterstützt haben, meinen Traum zu verwirklichen. Sie waren – wie auch mein
Bruder Bastian – immer für mich da. Ohne ihre Unterstützung wäre so vieles nicht
möglich gewesen!
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