TiHo Bibliothek elib - Tierärztliche Hochschule Hannover
TiHo Bibliothek elib - Tierärztliche Hochschule Hannover
TiHo Bibliothek elib - Tierärztliche Hochschule Hannover
Erfolgreiche ePaper selbst erstellen
Machen Sie aus Ihren PDF Publikationen ein blätterbares Flipbook mit unserer einzigartigen Google optimierten e-Paper Software.
Tierärztliche <strong>Hochschule</strong> <strong>Hannover</strong><br />
Die Dioxinbelastung von Schlachtrindern aus einer<br />
Färsenvornutzung auf exponiertem Grünland nach einer<br />
Ausmast mit unbelastetem Futter<br />
INAUGURAL – DISSERTATION<br />
zur Erlangung des Grades einer<br />
Doktorin der Veterinärmedizin<br />
- Doctor medicinae veterinariae -<br />
(Dr. med. vet.)<br />
vorgelegt von<br />
Linda Christine Ungemach<br />
Freiburg im Breisgau<br />
<strong>Hannover</strong> 2013
Wissenschaftliche Betreuung:<br />
Univ. Prof. Dr. J. Kamphues<br />
Institut für Tierernährung<br />
1. Gutachter: Univ. Prof. Dr. J. Kamphues<br />
2. Gutachter: Univ. Prof. Dr. P. Steinberg<br />
Tag der mündlichen Prüfung: 15.11.2013<br />
gefördert durch das Niedersächsische Ministerium für Ernährung, Landwirtschaft,<br />
Verbraucherschutz und Landesentwicklung
Y≤Ü Åx|Çx XÄàxÜÇ
Wissenschaftliche Veröffentlichungen:<br />
UNGEMACH, L., E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, H. APPUHN, K. SEVERIN, J.<br />
KAMPHUES (2012):<br />
„Untersuchungen zur Dioxin-Belastung von Schlachtrindern von exponierten<br />
Grünlandflächen nach Absetzen des belasteten Grundfutters“<br />
8. Mainzer Arbeitstage – Belastungen der Umwelt mit Dioxinen und dioxinähnlichen<br />
Verbindungen/PCB<br />
Landesamt für Umwelt, Wasserwirtschaft und Gewerbeaufsicht Mainz, 13.09.2012<br />
(http://www.luwg.rlp.de/Startseite/broker.jsp?uMen=12830438-4cf6-5401-be59-<br />
265f96529772)<br />
UNGEMACH, L., E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, H. APPUHN, K. SEVERIN, C.<br />
VOSSLER, K. SASSEN und J. KAMPHUES (2013): „Dioxinbelastung von<br />
Futtermitteln und Rindern bei Nutzung von Grünland im Elbe-<br />
Überschwemmungsgebiet“<br />
In: BUNDESANSTALT FÜR GEWÄSSERKUNDE, BfG (Hrsg.): Bioakkumulation in<br />
aquatischen Systemen: Methoden, Monitoring, Bewertung. Kolloquium am 6./7. März<br />
2013 in Koblenz – Veranstaltungen 7/2013, Koblenz, Juli 2013, S. 29 - 31<br />
(http://doi.bafg.de/BfG/2013/Veranst7_2013.pdf)<br />
UNGEMACH, L., E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, H. APPUHN, K. SEVERIN, J.<br />
KAMPHUES (2013): „Dioxin concentrations in carcasses of primiparous beef cows<br />
exposed differently before slaughter“<br />
Proc. Soc. Nutr. Physiol. 22, S. 145<br />
UNGEMACH, L., E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, H. APPUHN, K. SEVERIN, K.<br />
SASSEN, C. VOSSLER, J. KAMPHUES (2013): „PCDD/F concentrations in muscle<br />
and liver of dioxin exposed primiparous beef cows fed non contaminated feedstuffs<br />
several months before slaughter“<br />
Proc. 17 th Congress of the ESVCN, S. 69
KAMPHUES, J. und L. UNGEMACH sowie E. BRUNS-WELLER, A. KNOLL, K.<br />
SEVERIN, B. ENDE, H.-J. HEUER, J. SCHNEIDER, C. VOSSLER, K. SASSEN, H.<br />
APPUHN (2013): „Konzepte zur Nutzung von belastetem Grünland – aktuelle<br />
Erfahrungen mit dl-PCB“<br />
Fachgespräch “Eintragspfade von PCB in Rindfleisch”, Bonn, 05.02.2013<br />
(https://www.umweltbundesamt.de/landwirtschaft/publikationen/veranstaltungen/pcb_<br />
in_rindfleisch/08_konzepte_zur_nutzung_von_belastetem_gruenland_aktuelle_erfahr<br />
ungen_mit_dl_pcb.pdf?eid=4)
Inhaltsverzeichnis<br />
1 Einleitung .............................................................................................................................. 11<br />
2 Schrifttum .............................................................................................................................. 13<br />
2.1 Dioxine und dl-PCB – ein Überblick ............................................................................. 16<br />
2.1.1 Chemischer Aufbau ................................................................................................. 16<br />
2.1.2 Eigenschaften (physikalisch-chemisch) .................................................................. 17<br />
2.1.3 Entstehung und Eintrag in die Umwelt ................................................................... 19<br />
2.1.4 Dioxineintrag/Hintergrundbelastung in der Elbtalaue ............................................ 23<br />
2.1.5 Beispiele akzidenteller Expositionen ...................................................................... 24<br />
2.2 Toxikologische Bedeutung der PCDD/F und dl-PCB.................................................... 28<br />
2.2.1 Toxikokinetik .......................................................................................................... 28<br />
2.2.2 Toxizität .................................................................................................................. 33<br />
2.3 Rechtsgrundlagen ........................................................................................................... 36<br />
2.3.1 Auslösewerte, Aktionsgrenzwerte, Höchstgehalte .................................................. 37<br />
2.3.2 TEF/TEQ-Risikobewertungssystem ........................................................................ 39<br />
2.4 PCDD/F- und dl-PCB-Belastung ................................................................................... 41<br />
2.4.1 Futtermittel .............................................................................................................. 42<br />
2.4.2 Lebensmittel ............................................................................................................ 46<br />
2.4.3 Exposition des Menschen mit PCDD/F und dl-PCB .............................................. 52<br />
2.4.4 Situation in der Elbtalaue ........................................................................................ 54<br />
2.5 Minimierung des Eintrages von PCDD/F und dl-PCB in die Nahrungskette ................ 56<br />
2.6 Färsenvornutzung ........................................................................................................... 58<br />
2.7 Aufgabenstellung ........................................................................................................... 59<br />
3 Material und Methoden ......................................................................................................... 61<br />
3.1 Tiere ............................................................................................................................... 61<br />
3.1.1 Erste Gruppe von Färsen (F I) ................................................................................. 61<br />
3.1.2 Zweite Gruppe von Färsen (F II) ............................................................................. 61<br />
3.1.3 Dritte Gruppe von Färsen (F III) ............................................................................. 62<br />
3.1.4 Weitere Tiere des Versuchsbetriebs ........................................................................ 63<br />
3.2 Fütterung und Haltung ................................................................................................... 63<br />
3.2.1 Fütterung und Futtermittel ...................................................................................... 64<br />
3.2.2 Haltung der Tiere .................................................................................................... 68<br />
3.2.3 Schlachtung der Tiere .............................................................................................. 72<br />
3.3 Probenahme .................................................................................................................... 72<br />
3.3.1 Bodenproben ........................................................................................................... 72<br />
3.3.2 „Betriebsproben“ ..................................................................................................... 73<br />
3.3.3 Futterproben ............................................................................................................ 74<br />
3.3.4 Milchproben ............................................................................................................ 78<br />
3.3.5 Muskulatur und Leber ............................................................................................. 80<br />
3.3.6 Totgeborene Kälber ................................................................................................. 82<br />
3.4 Probenaufbewahrung/-transport ..................................................................................... 83<br />
3.5 Untersuchungen .............................................................................................................. 84<br />
3.6 Untersuchungsmethoden ................................................................................................ 84<br />
3.6.1 Analyse ausgewählter Inhaltstoffe in Futtermitteln ................................................ 85<br />
3.6.2 PCDD/F- und dl-PCB-Analytik .............................................................................. 90<br />
3.7 Körpermassenbestimmung der Tiere ............................................................................. 94
3.8 Statistische Auswertung ................................................................................................. 94<br />
4 Ergebnisse ............................................................................................................................. 96<br />
4.1 Chemische Futterzusammensetzung .............................................................................. 96<br />
4.1.1 Chemische Zusammensetzung der belasteten Futtermittel ..................................... 96<br />
4.1.2 Chemische Zusammensetzung der unbelasteten Futtermittel ................................. 97<br />
4.2 PCDD/F- und dl-PCB-Belastung ................................................................................... 97<br />
4.2.1 Boden ...................................................................................................................... 98<br />
4.2.2 „Betriebsproben“ ..................................................................................................... 98<br />
4.2.3 Futtermittel .............................................................................................................. 99<br />
4.2.4 Milch ..................................................................................................................... 102<br />
4.2.5 Muskulatur ............................................................................................................ 104<br />
4.2.6 Leber ...................................................................................................................... 110<br />
4.3 Körpermassenentwicklung der vorgenutzten Färsen und Schlachtgewichte ............... 116<br />
5 Diskussion ........................................................................................................................... 121<br />
5.1 Hintergrund der Arbeit ................................................................................................. 121<br />
5.2 Kritik des Materials und der Methoden ........................................................................ 122<br />
5.2.1 Anzahl der Tiere bzw. Proben ............................................................................... 122<br />
5.2.2 Futtermittel und angewandtes Fütterungskonzept................................................. 124<br />
5.2.3 Fragliche Hintergrundbelastung einiger Tiere ...................................................... 125<br />
5.2.4 Unterschiedliche Dauer der Laktation und Ausmast ............................................. 125<br />
5.2.5 Probenahme und Analytik ..................................................................................... 126<br />
5.3 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte im Boden .................................................................... 129<br />
5.4 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte: „Betriebsproben“ ....................................................... 130<br />
5.5 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte: Futtermittel ................................................................ 132<br />
5.5.1 Futtermittel „belasteter Standorte“ ........................................................................ 132<br />
5.5.2 Futtermittel „unbelasteter Standorte“ .................................................................... 135<br />
5.6 PCDD/F- und dl-PCB- Belastung: Tiere ...................................................................... 135<br />
5.6.1 Milch ..................................................................................................................... 135<br />
5.6.2 Muskulatur ............................................................................................................ 137<br />
5.6.3 Leber ...................................................................................................................... 148<br />
5.7 Rückgang der Dioxinkonzentration ............................................................................. 151<br />
5.7.1 Einfluss der Körpermassenzunahmen ................................................................... 152<br />
5.7.2 Einfluss der „Absetzfristen“ .................................................................................. 153<br />
5.7.3 Einfluss der Laktation ........................................................................................... 153<br />
5.8 Schlussfolgerungen ...................................................................................................... 156<br />
6 Zusammenfassung ............................................................................................................... 160<br />
7 Summary ............................................................................................................................. 163<br />
8 Literaturverzeichnis ............................................................................................................. 166<br />
9 Anhang ................................................................................................................................ 197<br />
10 Danksagung ....................................................................................................................... 221
Abkürzungsverzeichnis<br />
< Kleiner als k. A. keine Angabe<br />
> Größer als kg Kilogramm<br />
≥ Größer/gleich KM Körpermasse<br />
Ø Arithmetisches Mittel Kol. Kolostrum<br />
§ Paragraph LAVES Niedersächsisches Landesamt für<br />
Verbraucherschutz und<br />
Lebensmittelsicherheit<br />
∑ Summe LBEG Landesamt für Bergbau, Energie und<br />
Geologie<br />
Abb. Abbildung LFGB Lebensmittel-, Bedarfsgegenstände<br />
und Futtermittelgesetzbuch<br />
AhR Aryl-Hydrocarbon-Rezeptor LI Lebensmittelinstitut<br />
AhRE AhR-responsive Elemente LM Lebensmittel<br />
Änd. Änderung LUFA Landwirtschaftliche Untersuchungsund<br />
Forschungsanstalt<br />
a. p. ante partum LWK Landwirtschaftskammer<br />
Niedersachsen<br />
ARNT Aryl hydrocarbon receptor nuclear m<br />
Meter<br />
translocator<br />
ASE Accelerated Solvent Extraction M. Musculus<br />
bel. belastet max. Maximal<br />
bzw. beziehungsweise mg Milligramm<br />
cm Zentimeter mind. mindestens<br />
COF Carry-over-Faktor ml Milliliter<br />
CYP1A2 Cytochrome P 450 1A2 Mon. Monate<br />
d. h. das heißt n Anzahl<br />
dl-PCB dioxin like PCB ng Nanogramm<br />
DLG<br />
Deutsche Landwirtschafts- n. n. nicht nachweisbar<br />
Gesellschaft<br />
Diss. Dissertation Nr. Nummer<br />
EG Europäische Gemeinschaft n. u. nicht untersucht<br />
et al. et alii (und andere) OCDD Octachlordibenzo-p-dioxin<br />
etc. et cetera OCDF Octachlordibenzofuran<br />
EU Europäische Union PCB polychlorierte Biphenyle<br />
Fa. Firma PCDD polychlorierte Dibenzodioxine<br />
FI Futtermittelinstitut PCDF polychlorierte Dibenzofurane<br />
FM Futtermittel PCP Pentachlorphenol<br />
g Gramm PeCDD Pentachlordibenzo-p-dioxin<br />
ha Hektar PeCDF Pentachlordibenzofuran<br />
Habil.-Schr. Habilitationsschrift pg Pikogramm<br />
HpCDD Heptachlordibenzo-p-dioxin pH potentia hydrogenii<br />
HpCDF Heptachlordibenzofuran POP Persistent organic pollutant<br />
HPLC High-performance liquid<br />
p. p. post partum<br />
chromatography<br />
HRGC/HRMS high resolution gas<br />
PVC Polyvinylchlorid<br />
chromatography/high resolution<br />
mass spectrometry<br />
Hrsg. Herausgeber Ra Rohasche<br />
HWZ Halbwertszeit Rfa Rohfaser<br />
HxCDD Hexachlordibenzo-p-dioxin RM Reife Milch<br />
HxCDF Hexachlordibenzofuran Rp Rohprotein
S. Seite TS Trockensubstanz<br />
SCAN Scientific Committee on Animal TWI Tolerable weekly intake<br />
Nutrition<br />
SCF Scientific Committee on Food u. a. unter anderem<br />
Schl. Schlachtung unbel. unbelastet<br />
SD Standardabweichung unlösl. unlöslich<br />
SG Schlachtkörpergewicht UNEP United Nations Environment<br />
Programme<br />
s. o. siehe oben uS Ursprüngliche Substanz<br />
Tab. Tabelle VDLUFA Verband dt. landwirtschaftlicher<br />
Untersuchungs- und<br />
Forschungsanstalten<br />
TCDD Tetrachlordibenzo-p-dioxin Verh. Verhältnis<br />
TCDF Tetrachlordibenzofuran VO (EG) Verordnung der Europäischen<br />
Gemeinschaft<br />
TDI Tolerable daily intake VO (EU) Verordnung der Europäischen Union<br />
TEF Toxizitätsäquivalenzfaktor WHO World Health Organization<br />
TEQ Toxizitätsäquivalent Abkürzungen der chemischen Elemente erfolgten<br />
tier.<br />
tierisch<br />
nach den Regeln der internationalen Nomenklatur<br />
tridest. tridestilliert<br />
(IUPAC).
Einleitung<br />
1 EINLEITUNG<br />
Bei den Dioxinen und dioxinähnlichen Verbindungen handelt es sich um persistente<br />
organische Schadstoffe, die zur Gruppe der sogenannten POP – Persistent Organic<br />
Pollutants – gerechnet werden (UNEP 2013). Einmal in die Umwelt eingetragen,<br />
zeichnen sie sich durch eine hohe Persistenz im Boden und in Sedimenten sowie die<br />
Fähigkeit zur Akkumulation in Organismen aus (UMLAUF et al. 2005). Da Dioxine<br />
und dioxinähnliche polychlorierte Biphenyle (dl-PCB) ubiquitär in der Umwelt<br />
vorhanden sind, lässt sich ihr Eintrag in die Nahrungskette nur bedingt vermeiden, so<br />
dass diese Stoffe – wenn auch nur in geringen Mengen – täglich durch den<br />
Menschen aufgenommen werden (KÖRNER 2006). Der Eintrag dieser Schadstoffe<br />
in die Lebensmittelkette kann beispielsweise erfolgen, wenn lebensmittelliefernde<br />
Tiere bei der Futteraufnahme kontaminierte Bodenpartikel aufnehmen. Da sich<br />
Dioxine und dioxinähnliche Verbindungen im Fettgewebe der Tiere anreichern,<br />
gelangen diese Kontaminanten in die von diesen Tieren stammenden Lebensmittel<br />
(Fleisch, Leber, Milch, Eier,...) des Menschen (BFR 2012b). Die jeweiligen Haltungsund<br />
Fütterungsbedingungen der Nutztiere gehen mit unterschiedlichen<br />
Dioxinexpositionen einher. Im Allgemeinen muss mit keinem erhöhten Dioxineintrag<br />
gerechnet werden, wenn größere Mengen Kraftfutter zum Einsatz kommen, da<br />
dieses im Vergleich zu Rau- oder Saftfutter deutlich geringere Dioxingehalte aufweist<br />
(SCAN 2000, SCHWIND und HECHT 2004). Wird vermehrt Raufutter eingesetzt und<br />
zudem Weidegang ermöglicht (z. B. Mutterkuhhaltung) ist dies mit einer höheren<br />
Exposition der Tiere und folglich auch einem vermehrten Eintrag in die<br />
Lebensmittelkette verbunden. Die Weidehaltung von Wiederkäuern ist in manchen<br />
Regionen jedoch ein fester Bestandteil des Landschaftsbildes. Ferner gibt es<br />
Grünland an Flussläufen, das aus Gründen des Hochwasserschutzes „freigehalten“<br />
werden muss (Vermeidung einer „Verbuschung“), um ein schnelleres Abfluten nach<br />
einer Überflutung zu ermöglichen (KAMPHUES und SCHULZ 2006, GUDE 2008).<br />
Aus diesem Grund ist in manchen Regionen mindestens eine einmalige jährliche<br />
Nutzung dieser Flächen vorgeschrieben. Da sich aber nicht jede Grünlandfläche zur<br />
Futterwerbung eignet, bleibt in solchen Fällen lediglich die Beweidung als Alternative<br />
(LWK 2011a). Jene Situation findet sich beispielsweise in der Niedersächsischen<br />
11
Einleitung<br />
Elbtalaue, in der sogar mit einer verstärkten Dioxinexposition zu rechnen ist und das<br />
dort gelegene Grünland als potentiell „belastet“ angesehen wird. Frühere<br />
Untersuchungen zeigten, dass eine Nutzung dieser Vordeichflächen – durch eine<br />
Grundfuttermittelgewinnung und/oder Beweidung mit Rindern oder Schafen – das<br />
Risiko von futtermittel- und lebensmittelrechtlichen Höchstgehaltüberschreitungen<br />
birgt (BÜTTNER und KRÜGER 2000, GUDE 2008, GUDE et al. 2008, HEISE et al.<br />
2007, SCHULZ 2005). Aus gewichtigen Gründen (Hochwasserschutz, Erhalt des<br />
typischen Landschaftsbildes, Wirtschaftlichkeit der Betriebe) spricht jedoch einiges<br />
für eine Nutzung dieser exponierten Grünlandflächen – trotz bekannter Risiken.<br />
Vor diesem Hintergrund war es das Ziel der vorliegenden Arbeit ein entsprechendes<br />
Konzept für die Nutzung dioxinexponierten Grünlands zu entwickeln, das im Einklang<br />
mit einer – im Sinne des Verbraucherschutzes – „sicheren“ Rindfleischproduktion<br />
steht. Als „Modellregion“ wurde, in Fortführung der Arbeiten von SCHULZ (2005) und<br />
GUDE (2008), die Niedersächsische Elbtalaue gewählt. Als Konzept diente eine<br />
besondere Form der Rindfleischerzeugung, nämlich die Färsenvornutzung. Dabei<br />
wurde untersucht, ob sich die Dioxinbelastung der jungen Mutterkühe durch ein<br />
„Absetzen“ des belasteten Futters und eine mehrmonatige Versorgung mit<br />
unbelasteten Futtermitteln so weit „reduzieren“ lässt, dass einwandfreies Rindfleisch<br />
produziert werden kann (Dioxingehalt < Höchstgehalt). Schließlich sollte die Frage<br />
beantwortet werden, ob durch das rechtzeitige „Absetzen“ belasteten Futters vor der<br />
Schlachtung nicht schon die wesentlichen Risiken (Höchstgehaltüberschreitungen)<br />
minimiert und so disponierte Standorte bewirtschaftet werden können.<br />
12
Schrifttum<br />
2 SCHRIFTTUM<br />
Bereits im Jahr 1993 wurde die besondere Situation an der Elbe durch den<br />
„Niedersächsischen Untersuchungsbericht zur Bodenbelastung durch Dioxine im<br />
Überschwemmungsgebiet der Elbe“ (SCHULZ et al. 1993) dargestellt. Damals wurde<br />
aufgrund eines Großbrandes eine Bodenprobe entnommen, die einen sehr hohen<br />
PCDD/F-Gehalt aufwies. Da diese Dioxinkonzentration nicht mit diesem Großbrand<br />
in Verbindung gebracht werden konnte, wurde daraufhin die Belastungssituation im<br />
Rahmen eines Untersuchungsprogramms näher eruiert. Diese Untersuchungen<br />
ergaben dann, dass es sich dabei nicht um eine lokale Dioxinbelastung handelte,<br />
sondern diese Belastung entlang des gesamten Elbufers bestand und auch andere<br />
elbangrenzende Bundesländer betraf (SCHULZ et al. 1993). Durch das<br />
Jahrhunderthochwasser 2002 – bedingt durch die hohen Wasserstände der Elbe und<br />
Mulde – kam der Dioxinbelastung an der Elbe besonderes Interesse zu. Im<br />
Anschluss an dieses Hochwasserereignis wurden zahlreiche Untersuchungen<br />
eingeleitet, um die Bedeutung der Überschwemmung im Hinblick auf die<br />
Dioxinbelastung für diese Region zu erfassen. Hierbei wurden diverse Proben<br />
entnommen und auf ihren Gehalt an Dioxinen untersucht: Bodenproben betroffener<br />
Gebiete, Futtermittel, die auf besagten Überschwemmungsflächen gewonnen<br />
wurden, sowie Lebensmittel (Fleisch, Leber, Milch) von Tieren (Rinder, Schafe), die<br />
mit potentiell belasteten Futtermitteln versorgt wurden. In späteren Kapiteln wird auf<br />
diese besondere Situation an der Elbe näher eingegangen: Zum einen auf die<br />
Ursache der Dioxinkontamination (Kapitel 2.1.4), zum anderen auf die Folgen mit<br />
denen in den elbangrenzenden Gebieten durch den kontinuierlichen Dioxineintrag<br />
(kontaminierte Sedimente, die im Rahmen wiederkehrender Überschwemmungen<br />
auf das Grünland aufgetragen werden) gerechnet werden muss (Kapitel 2.4.4).<br />
Dieses „Dioxinproblem“ ist jedoch längst nicht allein auf das Land Niedersachsen<br />
bzw. auf die Elbe beschränkt. ANHALT (2006) wies darauf hin, dass in Regionen mit<br />
anderen industriell geprägten Flussläufen mit ähnlichen Problemen zu rechnen ist.<br />
Mittlerweile ist bekannt, dass dies beispielsweise für das Einzugsgebiet der Mulde<br />
und Saale (HEISE et al. 2005, STACHEL et al. 2011) und des Spittelwassers (HEISE<br />
et al. 2005 + 2007, STACHEL et al. 2011) zutrifft. Des Weiteren sind PCCD/F- und<br />
13
Schrifttum<br />
dl-PCB-Belastungen in Überschwemmungsgebieten industriell geprägter Flüsse in<br />
Nordrhein-Westfalen bekannt (HEMBROCK-HEGER 2011). Das Umweltbundesamt<br />
veröffentlichte im Jahr 2010 (UBA 2010) eine Auswertung der Länderberichte über<br />
die Belastungssituation Deutschlands mit Dioxinen und dioxinähnlichen PCB in<br />
Boden-, Futtermittel- und Lebensmittelproben. Hier wird zusammenfassend auf die<br />
jeweiligen Situationen in den einzelnen Bundesländern eingegangen. Es wird darin<br />
deutlich, dass sich eben nicht nur das Land Niedersachsen mit der Situation einer<br />
erhöhten Dioxinbelastung an der Elbe beschäftigen „muss“. Beispielsweise existiert<br />
in Brandenburg seit 2007 ein „Elbdeichvorland-Monitoring“, in dem regelmäßig<br />
Bodenproben untersucht und darin hohe PCDD/F-Gehalte festgestellt werden. In<br />
Hamburg gingen Bodenuntersuchungen, die von Außendeichflächen genommen<br />
wurden, auch mit relativ hohen Dioxinwerten einher. In Mecklenburg-Vorpommern<br />
wurden in einem flächendeckenden Untersuchungsprogramm sehr hohe<br />
Dioxingehalte im Boden der Elbaue nachgewiesen. Auch für Schleswig-Holstein liegt<br />
aufgrund kontaminierter Elbsedimente eine besondere Belastungssituation vor. Es<br />
gibt jedoch auch – abgesehen von den elbangrenzenden Bundesländern – weitere<br />
Bundesländer, die von hohen Dioxingehalten im Boden von<br />
Überschwemmungsgebieten anderer Flussläufe betroffen sind, beispielsweise<br />
Hessen, Nordrhein-Westfalen, Sachsen und Thüringen. In Sachsen-Anhalt wurde die<br />
Nutzung der Muldeauen zwischen 1994 bis 2004 sogar vollständig untersagt (UBA<br />
2010).<br />
Seit circa 10 Jahren werden in Niedersachsen die Zusammenhänge und<br />
Konsequenzen für die Landwirtschaft in dioxinbelasteten Gebieten untersucht und<br />
Problemlösungen angestrebt – hierzu diente bislang die Elbtalaue als „Modellregion“.<br />
Die Untersuchungen erfolgten im Rahmen von Kooperationsprojekten unter<br />
Mitwirkung diverser Einrichtungen: Niedersächsisches Ministerium für Ernährung,<br />
Landwirtschaft und Verbraucherschutz (ML Niedersachsen), Niedersächsisches<br />
Landesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit (LAVES),<br />
Landwirtschaftskammer Niedersachsen (LWK), Landwirtschaftliche Untersuchungsund<br />
Forschungsanstalt (LUFA Nord-West), Landesamt für Bergbau, Energie und<br />
Geologie (LBEG) sowie dem Institut für Tierernährung der Stiftung Tierärztliche<br />
14
Schrifttum<br />
<strong>Hochschule</strong> <strong>Hannover</strong> (<strong>TiHo</strong> <strong>Hannover</strong>). Diese Forschungsprojekte sind als<br />
Kontinuum zu verstehen: Die hierdurch gewonnenen Ergebnisse und Erkenntnisse<br />
bauen aufeinander auf und dienen gemeinsam dazu, betroffenen Gebieten – d. h.<br />
Gebieten mit einer hohen (historisch bedingten) Dioxinexposition – Möglichkeiten<br />
und Grenzen einer landwirtschaftlichen Nutzung (durch eine Futterwerbung und/oder<br />
Weidehaltung mit lebensmittelliefernden Tieren) aufzuzeigen. Während sich die erste<br />
Feldstudie (SCHULZ 2005) primär damit beschäftigte, mit welchen möglichen<br />
Risiken bei einer Nutzung dioxinexponierter Flächen gerechnet werden muss,<br />
standen in den nachfolgenden Projekten (GUDE 2008 und die vorliegende Arbeit)<br />
Nutzungsmöglichkeiten solcher dioxinexponierter Flächen im Vordergrund. Stets<br />
wurde dabei – aufgrund der standortspezifischen Bedingungen – das<br />
Hauptaugenmerk auf die Dioxine, d. h. die polychlorierten Dibenzo-p-Dioxine und<br />
polychlorierten Dibenzofurane (PCDD/F), gelegt. In einem Übersichtsreferat (GUDE<br />
et al. 2008), das die aus den Arbeiten von SCHULZ (2005) und GUDE (2008)<br />
gewonnenen Ergebnisse und Erkenntnisse aufgriff, wurde zusätzlich auch auf die<br />
dioxinähnlichen polychlorierten Biphenyle näher eingegangen. Mittlerweile zeigten<br />
diverse Untersuchungsergebnisse, u. a. die im Rahmen eines bundesweiten<br />
Monitoringprogramms zusammengetragenen Daten (BRUNS-WELLER 2012), dass<br />
– auch unabhängig von dioxinbelasteten Standorten – den dioxinähnlichen<br />
polychlorierten Biphenylen (dioxin-like PCB, dl-PCB) eine entscheidende Bedeutung<br />
in der Lebensmittelsicherheit zukommt. Besonders prädisponiert für die<br />
Überschreitung zulässiger Höchstgehalte in Lebensmitteln tierischer Herkunft<br />
scheinen in erster Linie die extensiven Haltungssysteme zu sein. Eine Auswertung<br />
von Ergebnissen aus der Dioxindatenbank, die vom Bundesamt für<br />
Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit auf einem Fachgespräch in Bonn<br />
vorgestellt wurde (BVL 2013), machte deutlich, dass die untersuchten<br />
Rindfleischproben aus Betrieben mit Weide- bzw. Freilandhaltung allgemein deutlich<br />
höhere dl-PCB-Gehalte aufwiesen als das Rindfleisch, das von Rindern in<br />
Stallhaltung produziert wurde. Auch in der Schweiz wurden bei Rindern aus<br />
extensiven Haltungssystemen höhere Dioxin- und dl-PCB-Gehalte nachgewiesen<br />
(ALP 2009, HESS und GEINOZ 2011). Es kann aber nicht nur in der Rinderhaltung<br />
15
Schrifttum<br />
mit höheren Dioxin- und dl-PCB-Gehalten bei einer Freilandhaltung gerechnet<br />
werden. FERNANDES et al. (2011) konnten zeigen, dass eine Freilandhaltung auch<br />
bei Schweinen und Legehennen – aufgrund der hierbei möglichen Bodenaufnahme –<br />
mit einer höheren Exposition einherging.<br />
2.1 Dioxine und dl-PCB – ein Überblick<br />
Der Ausdruck „Dioxine“ bezeichnet eine Stoffgruppe aus 210 Substanzen, zu der die<br />
75 polychlorierten Dibenzo-p-dioxine (PCDD) sowie die 135 polychlorierten<br />
Dibenzofurane (PCDF) gezählt werden; 17 davon werden als toxikologisch<br />
besonders relevant betrachtet (ANONYM 2006, GUDE et al. 2008). Unter den<br />
insgesamt 209 verschiedenen polychlorierten Biphenylen (PCB) befinden sich 12<br />
Kongenere, die dioxin-ähnliche toxikologische Eigenschaften aufweisen. Diese<br />
werden als „dioxinähnliche PCB“ (dioxin like PCB, dl-PCB) bezeichnet (ANONYM<br />
2006). Manche Autoren weiten den Sammelbegriff „Dioxine“ auf diese dritte<br />
Stoffgruppe aus und verwenden diesen Terminus sowohl für die PCDD und PCDF,<br />
als auch für die coplanaren polychlorierten Biphenyle (dl-PCB) – so u. a. FEIL et al.<br />
2000, FRIES 1995, HUWE 2002, ROEDER et al. 1998, UMLAUF et al. 2005.<br />
Bekanntester Vertreter unter den Dioxinen ist das 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin<br />
(2,3,7,8-TCDD), welches im Jahre 1976 durch einen Chemieunfall im italienischen<br />
Seveso als „Seveso-Gift“ bekannt wurde (IBEN 2002; GOLINSKE 2002). Gute<br />
zwanzig Jahre später, im Jahr 1997, wurde 2,3,7,8-TCDD von der WHO offiziell als<br />
humankanzerogen eingestuft (IBEN 2002, IARC 1997).<br />
2.1.1 Chemischer Aufbau<br />
Polychlorierte Dibenzo-p-dioxine (PCDD) bestehen aus zwei Benzolringen, die durch<br />
zwei Sauerstoffatome miteinander verbunden sind und ein bis acht Chloratome<br />
enthalten können. Je nach Chlorierungsgrad wird eine Unterscheidung in Mono-, Di-,<br />
Tri-, Tetra-, Penta-, Hexa-, Hepta- und Octachlordibenzo-p-dioxine unternommen, die<br />
wiederum jeweils unterschiedlich viele Isomeriemöglichkeiten aufweisen. Den<br />
polychlorierten Dibenzofuranen (PCDF) liegt als Kernstruktur ein Furanring zu<br />
Grunde, an dem die Benzolringe gebunden sind (ABRAHAM 2002). Diese<br />
16
Schrifttum<br />
Benzolringe sind so nur durch ein einzelnes Sauerstoffatom verbunden. Jeder Ring<br />
weist vier verfügbare Chlorbindungsstellen auf (MENOTTA et al. 2010).<br />
Polychlorierte Biphenyle (PCB) setzen sich aus zwei Phenylringen zusammen, die in<br />
Abhängigkeit von ihrem Chlorierungsgrad ein bis zehn Chloratome aufweisen<br />
können (KOSS 1994). Durch unterschiedliche Chlorierungsstufen und Positionen der<br />
Chloratome ergeben sich 209 mögliche verschiedene Einzelverbindungen<br />
(SCHRENK et al. 2010). Im Jahr 1980 wurde von BALLSCHMITER und ZELL eine<br />
systematische Nummerierung der PCB-Einzelverbindungen durch die Ziffern 1 - 209<br />
entsprechend der Substituentenbezifferung vorgeschlagen. Unter diesen 209 PCB-<br />
Kongeneren existieren 12 dioxinähnliche PCB (dioxin like PCB, dl-PCB): 4 davon in<br />
sogenannter non-ortho-Stellung und 8 in mono-ortho-Stellung. Non-orthosubstituierte<br />
Kongenere sind jene, die an den vier Kohlenstoffatomen in ortho-<br />
Stellung (Nr. 2, 2`, 6 und 6`) keine Chloratome enthalten. Sie sind so um die C-C-<br />
Einfachbindung frei drehbar und können eine planare Stellung einnehmen. Auch bei<br />
den Kongeneren in mono-ortho-Stellung ist dies noch möglich. Durch diese den<br />
Dioxinen ähnliche räumliche Anordnung und elektronische Struktur können sie<br />
dioxinähnliche Wirkungen hervorrufen (KÖRNER 2006, UBA 2012).<br />
Abbildung 1: Allgemeine Strukturformel der PCDD, PCDF und PCB (GUDE et al. 2008)<br />
2.1.2 Eigenschaften (physikalisch-chemisch)<br />
PCDD, PCDF und PCB gehören zu einer unter der Abkürzung POP (Persistent<br />
Organic Pollutants) bekannten Gruppe verschiedener persistenter, organischer<br />
Schadstoffe. Diesen POP sind eine Beständigkeit in der Umwelt und eine<br />
Akkumulation über die Lebensmittelkette gemein. Zudem stellen sie ein mögliches<br />
Risiko für die Gesundheit des Menschen und die Umwelt dar (UNEP 2013). Die<br />
Einordnung verschiedener Stoffklassen in die Gruppe der POP erfolgt durch das<br />
17
Schrifttum<br />
Umweltprogramm der Vereinten Nationen (United Nations Environment Programme,<br />
UNEP). Aufgrund ihrer besonderen physikalischen und chemischen Eigenschaften<br />
ergibt sich nach einem Eintrag in die Umwelt folgende Situation: Sie bleiben über<br />
mehrere Jahre intakt, werden großräumig in der gesamten Umwelt verteilt, reichern<br />
sich im Fettgewebe lebender Organismen (u. a. im Menschen) an und erreichen dort<br />
höhere Konzentrationen als in der Lebensmittelkette, die Eintragsquelle für den<br />
Menschen. In fetthaltigen Geweben können zum Teil Konzentrationen dieser POP<br />
gemessen werden, die um ein 70.000faches höher liegen als die<br />
Hintergrundbelastung (ANONYM 2008a). PCDD und PCDF sind in ihren<br />
physikalisch-chemischen Eigenschaften den PCB sehr ähnlich, so dass alle drei<br />
Stoffgruppen aus diesem Grund auch ein ähnliches Umweltverhalten an den Tag<br />
legen. Sie neigen zur Adsorption an Oberflächen wie Staubpartikeln, Pflanzen,<br />
Böden sowie Sedimenten und weisen unter Umweltbedingungen eine hohe Stabilität<br />
auf (KÖRNER 2006). Bei den PCDD und PCDF trifft die schwere Abbaubarkeit in der<br />
Umwelt und die damit einhergehende hohe Persistenz jedoch nur auf solche<br />
Kongenere zu, die in den Positionen 2, 3, 7 und 8 chlorsubstituiert sind. Diesen<br />
Verbindungen wird eine kaum vorhandene Metabolisierung nachgesagt, so dass sie<br />
in der Nahrungskette und im menschlichen Körper akkumulieren. Kongenere, die<br />
keine Chlorsubstitution in den oben genannten Positionen aufweisen, sowie solche<br />
mit weniger als vier Chloratomen werden nicht in nennenswertem Maße angereichert<br />
(FIEDLER 1998).<br />
Die polychlorierten Biphenyle wurden in der Vergangenheit gerade aufgrund ihrer<br />
physikalisch-chemischen Eigenschaften vielfältige verwendet. So machte man sich<br />
zu Nutzen, dass PCB hohe Siedepunkte aufweisen, hoch viskös und thermisch stabil<br />
sind. Zudem erweisen sie sich als resistent gegenüber Säuren und Basen, sind<br />
kaum wasserlöslich und besitzen eine hohe Dielektrizitätskonstante sowie einen<br />
hohen spezifischen Widerstand. Durch diese besonderen Eigenschaften erreichte<br />
man in den unterschiedlichsten technischen Anwendungsbereichen unter anderem<br />
thermische Stabilität, einen niedrigen Entflammbarkeitsgrad, Schutz vor Oxidation<br />
und Beständigkeit gegenüber Chemikalien (MÜLLER und KORTE 1973). Jedoch<br />
sind die physikalisch-chemischen Eigenschaften der einzelnen Kongenere<br />
18
Schrifttum<br />
unterschiedlich: In Abhängigkeit ihrer Chlorierungsstufe nehmen Viskosität und<br />
Dichte mit steigender Chlorsubstitution stark zu, wohingegen die sowieso schon<br />
geringe Löslichkeit in Wasser dabei weiter abnimmt (KLEIN 1991). Durch ihre hohe<br />
Persistenz – d. h. ihre hohe Stabilität in der Umwelt – und ihre physikalischchemischen<br />
Eigenschaften werden PCB weltweit über die Atmosphäre verbreitet und<br />
neigen aufgrund ihrer Lipophilie zur Bioakkumulation (KÖRNER 2006).<br />
2.1.3 Entstehung und Eintrag in die Umwelt<br />
Obwohl Dioxine – abgesehen von der Herstellung zu Forschungs- und<br />
Analytikzwecken – nie absichtlich produziert wurden, kam es zu einer ubiquitären<br />
Verbreitung aufgrund ihrer unerwünschten, z. T. aber unvermeidlichen Freisetzung in<br />
Form von Verunreinigungen. So fallen diese Kontaminanten bei diversen<br />
industriellen und thermischen Prozessen in kleinen Mengen (im Spurenbereich) an<br />
(SCAN 2000, GUDE et al. 2008). Sowohl bei chemischen Prozessen in der<br />
Chlorchemie als auch in allen Verbrennungsprozessen, bei denen Chlor und<br />
organischer Kohlenstoff unter bestimmten Bedingungen (z. B. Temperaturen<br />
zwischen 250 - 800 °C, bestimmte Verweilzeiten) gemeinsam vorkommen, ist mit<br />
Dioxinen als Beiprodukte zu rechnen (BMU 2013). Sie gelangen u. a. bei der<br />
Abfallverbrennung, bei Haus- und Waldbränden sowie durch den Autoverkehr und<br />
die metallverarbeitenden Industrien in die Umwelt (FIEDLER 1998). Da die<br />
Grundvoraussetzungen für eine Dioxinentstehung – Verbrennungsprozesse in<br />
Anwesenheit von Kohlenstoffverbindungen, organischem oder anorganischem Chlor<br />
– auch unter natürlichen Gegebenheiten vorkommen (so z. B. bei Gewitter), kann<br />
davon ausgegangen werden, dass sie schon seit jeher - wenn auch im<br />
Spurenbereich - in der Umwelt vorhanden sind oder vorkommen (FALBE und<br />
REGITZ 1995). Auch WHITE und BIRNBAUM (2009) greifen in ihrer Arbeit auf, dass<br />
Dioxine auch bei natürlichen Prozessen wie Waldbränden und Vulkanausbrüchen<br />
entstehen, betonen aber, dass der Mensch über die letzten beiden Jahrhunderte die<br />
Hauptverantwortung für ihre Entstehung trägt.<br />
Im Gegensatz zu den Dioxinen wurden PCB absichtlich im industriellen Maßstab für<br />
den technischen Gebrauch hergestellt. Bereits 1864 konnten die ersten chlorierten<br />
Biphenyle hergestellt werden, jedoch erkannte man ihr Potenzial der universellen<br />
19
Schrifttum<br />
Anwendbarkeit in technischen Bereichen erst später. Die industrielle Produktion<br />
unterschiedlicher PCB-Gemische (mit Chlorgehalten zwischen 20 - 70 %) begann<br />
1930, nachdem 1929 die ersten industriellen Herstellungsverfahren entwickelt<br />
wurden. Je nach Chlorierungsgrad waren dies Flüssigkeiten mit unterschiedlichen<br />
Viskositäten, Harze oder Pulver. Zum Einsatz kamen PCB-Gemische im technischen<br />
Bereich – in geschlossenen sowie offenen Systemen – in unterschiedlichster<br />
Funktion (nach MÜLLER und KORTE 1973):<br />
Anwendung in geschlossenen Systemen:<br />
• Dielektrikum in Kondensatoren<br />
• Isolier- und Kühlflüssigkeit für Transformatoren<br />
• Hydraulische Flüssigkeiten (in Hubwerkzeugen)<br />
Anwendung in offenen Systemen:<br />
• Schmiermittel (Getriebeöle, Hochdruckpumpenöle, Schraubenfette)<br />
• Weichmacher in Lacken und Harzen (u. a. Öl- und Emulsionsfarben,<br />
Chlorkautschukanstrichfarben)<br />
• Weichmacher in Kunststoffen (beispielsweise PVC, Polystyrol, Kautschuk)<br />
• Beschichtungsmittel für Papier (Kopierpapier, Transparentpapier)<br />
• Klebstoffe<br />
• Imprägnier- und Flammschutzmittel<br />
• Bestandteil in Kitten, Spachtel-, Dichtungs- und Vergussmassen<br />
(Chlorkautschuk, PVC, Polybutylen)<br />
• Zusatz bei Insektiziden zur Verlängerung der Wirkdauer (z. B. bei Lindan)<br />
Die weltweite Produktion technischer PCB-Gemische mit Beginn ihres kommerziellen<br />
Herstellungsbeginns bis zum Verbot ihrer Herstellung, Bearbeitung und Verteilung in<br />
den späten 1980er Jahren in nahezu allen Industriestaaten wird auf mehr als eine<br />
Millionen Tonnen geschätzt (SCAN 2000). Trotz des auch heute noch gültigen<br />
Verbotes kann nicht ausgeschlossen werden, dass diese Substanzen weiterhin einen<br />
Eintrag in die Umwelt erfahren, u. a. durch unzulässige Abfallentsorgung oder durch<br />
Leckagen in Transformatoren und Hydrauliksystemen (BMU 2013, SCAN 2000).<br />
Auch die Verflüchtigung aus kontaminierten Gebäuden aufgrund dortiger<br />
Verunreinigungen (das Gebäude selbst, Geräte, Materialien, Böden und Sedimente)<br />
20
Schrifttum<br />
kann PCB in die Atmosphäre freisetzen (BECKER et al. 2010). Des Weiteren können<br />
sie während Abriss- oder Sanierungsarbeiten an Trafostationen oder<br />
Umspannwerken freiwerden (BMU 2013). Besonders die fachgerechte,<br />
umweltschonende Entsorgung hat sich als ein weltweit großes Problem<br />
herausgestellt (UBA 2012). Allein in Deutschland sollen noch geschätzte 40.000 -<br />
50.000 Tonnen PCB in technischen Bauteilen und Geräten im Umlauf sein (LENK<br />
2007). Das Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit<br />
vermittelt in einer Broschüre (BMU 2013) einen Überblick über die<br />
Haupteintragsquellen von Dioxinen. Ihr Eintrag erfolgt in erster Linie über den<br />
Luftweg. Dabei lassen sich die Eintragsmöglichkeiten auf zwei Gruppen verteilen:<br />
zum einen die der aktuellen Eintragsmöglichkeiten, zum anderen die der<br />
sogenannten Altlasten (Tabelle 1).<br />
Tabelle 1: Eintragsmöglichkeiten (modifiziert nach BMU 2013)<br />
Aktuelle Eintragsmöglichkeiten<br />
Sinteranlagen<br />
Sekundärmetallschmelzen<br />
Thermische Verfahren zur Metallrückgewinnung<br />
Brennschneiden beschichteter Metalle (Schrottplätze)<br />
Luftgetragener Ferntransport<br />
Hausbrand (Heizung)<br />
Offene Feuerstellen<br />
Verbrennen von Kunststoffen und behandeltem Holz<br />
Verkehr<br />
Altlasten<br />
Verbrennungsprozesse in der Industrie<br />
Hausmüll- und Sondermüllverbrennungsanlagen<br />
Heizkraftwerke und Kokereien<br />
Klärschlammverbrennung<br />
Kabelverschwelanlagen<br />
Produktion in der Chlorchemie<br />
21
Schrifttum<br />
Eine Abbildung der Dioxin-Emissionen der letzten Jahre gibt einen Überblick über<br />
ihren Rückgang sowie die unterschiedliche Gewichtung der Eintragsquellen (siehe<br />
Abb. 2, BMU 2013):<br />
Abbildung 2: Dioxin-Emissionen (BMU 2013)<br />
Sowohl für PCDD/F als auch für PCB gilt, dass Unfälle und andere Einzelereignisse<br />
zu großen Einträgen in die Umwelt führen können, wobei die Relevanz im Vergleich<br />
zur diffusen Verteilung der Substanzen schwer einzuschätzen ist (BECKER et al.<br />
2010). Während bei der Luftbelastung bis Mitte der 1990er Jahre ein deutlich<br />
abnehmender Trend zu verzeichnen war, zeigen die Daten im Rahmen von<br />
Luftuntersuchungen seit 1997 nahezu gleich bleibende Werte. Auch die Werte in<br />
untersuchten Proben von Grünkohl und Weidelgras (beide finden als<br />
Indikatorpflanzen für eine PCDD/F-Kontamination Verwendung) zeigten zunächst<br />
stetig abfallende Werte, wohingegen die Messergebnisse seit 1997 bzw. 2000 auf<br />
eine konstante Belastung hinweisen. Untersuchungen von Bodenproben zeigten<br />
bereits seit dem Jahr 1987 nahezu stabile Werte (UBA 2007). Becker et al. (2010)<br />
erwähnen in ihrer Arbeit, dass nicht davon ausgegangen werden kann, dass die<br />
Umweltbelastung durch die PCDD/F und PCB kurzfristig noch deutlich gemindert<br />
werden kann.<br />
22
Schrifttum<br />
2.1.4 Dioxineintrag/Hintergrundbelastung in der Elbtalaue<br />
Für den Dioxineintrag in die Elbe und ihre Überschwemmungsgebiete konnte durch<br />
Ergebnisse einer Cluster-Analyse die Region Bitterfeld als bedeutsame<br />
Eintragsquelle ermittelt werden – hierfür war vorwiegend die Magnesiumproduktion,<br />
und weniger, wie zunächst angenommen, die Organochlorchemie verantwortlich<br />
(GÖTZ et al. 1998, GÖTZ et al. 2007). An diesem Industriestandort kam es<br />
vermutlich zum Eintrag von ungeklärtem Waschwasser aus der Abgaswäsche sowie<br />
anderer Abwässer in das Spittelwasser (LECHNER 2007). Über den kleinen<br />
Flusslauf namens Spittelwasser gelangten die Schadstoffe zunächst in den Fluss<br />
Mulde und schließlich in die Elbe (BRACK et al. 1999). Nach Einmündung der Mulde<br />
in die Elbe zeigt sich ein sprunghafter Anstieg der Dioxingehalte. Flussaufwärts weist<br />
die Elbe dahingegen relativ niedrige Dioxingehalte auf, die einer üblichen<br />
Hintergrundbelastung für eine entsprechend dicht besiedelte, intensiv genutzte<br />
Region entsprechen (HEISE et al. 2005, STACHEL et al. 2011). Die Dioxinemission<br />
aus der Mulde in die Elbe ist dabei vermutlich kein kontinuierliches Geschehen,<br />
sondern erfolgt pulsatil durch jährlich auftretende Hochwasserereignisse, die mit<br />
einer Remobilisierung der (Alt-) Sedimente und daran gebundener Dioxine<br />
einhergehen (STACHEL et al. 2011). Für die Bodenbelastung im Elbdeichvorland gilt<br />
die Elbe als wesentlicher Kontaminationspfad, wohingegen ein Eintrag aus der Luft<br />
anhand der Kongenerenmuster nur als zweitrangig zu bewerten ist (SCHULZ et al.<br />
1993). Dass gerade wiederholte Überschwemmungen von Bedeutung sind, zeigte<br />
sich bei Untersuchungsergebnissen von Ackerböden, die in Bereichen beprobt<br />
wurden, die nur durch das „Jahrhunderthochwasser“ im Jahre 2002 überflutet<br />
wurden: hier wurden deutlich niedrigere PCDD/F-Konzentrationen nachgewiesen als<br />
in Bereichen, die regelmäßig überflutet werden (GUDE et al. 2008, UMLAUF et al.<br />
2005). Das „Bitterfeld-Elbe-Cluster“ ist geprägt von 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD, OCDD,<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDF, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF und OCDF, wobei hier die Furane (PCDF)<br />
deutlich dominieren (GÖTZ et al. 2007). Untersuchte Bodenproben aus dem<br />
Elbüberschwemmungsgebiet zeigen ein „elbetypisches“ Profil mit einer klaren<br />
Dominanz der Furane, wobei unter ihnen besonders die höher chlorierten<br />
Verbindungen (bis hin zu OCDF) stark vertreten sind (SCHULZ et al. 1993). Auch die<br />
23
Schrifttum<br />
Untersuchungen von Futtermittel- und Lebensmittelproben aus dem Gebiet der<br />
Elbtalaue der letzten Jahre zeigten die typisch erhöhten Konzentrationen v. a. der<br />
HxCDF, HpCDF und OCDF (BRUNS-WELLER 2013, persönliche Mitteilung).<br />
Während für die Belastung der Elbe mit PCDD/F die Kontaminationsquelle bekannt<br />
ist, konnte die PCB-Eintragsquelle bislang noch nicht ausfindig gemacht werden<br />
(BRACK et al. 2008). Da die höheren dl-PCB-Gehalte in den oberen<br />
Flussabschnitten der Elbe zu beobachten sind, wird ein möglicher Eintrag im<br />
tschechischen Elbabschnitt vermutet. Als mögliche Eintragsquellen könnten z. B.<br />
Altablagerungen industrieller Abfälle, metallurgische Industrien oder Schredder-<br />
Material-Recycling-Anlagen in Betracht kommen (STACHEL et al. 2011). Jedoch<br />
nehmen die dl-PCB in der Elbe im Gegensatz zu den Dioxinen unterhalb des<br />
Eintrages der Bitterfeldregion, d. h. somit auch auf Höhe der Elbtalaue, den deutlich<br />
geringeren Anteil an dem Gesamt-TEQ ein (ca. 10 %), während sie oberstromig des<br />
Dioxineintrages ca. 30 - 40 % des Gesamt-TEQ ausmachen (GÖTZ et al. 1998).<br />
2.1.5 Beispiele akzidenteller Expositionen<br />
Das wohl bekannteste Ereignis stellt der Industrieunfall in Italien nahe Seveso aus<br />
dem Jahr 1976 dar. Hier kam es zu einer unkontrollierten exothermen Reaktion<br />
während der Herstellung der als Herbizid verwendeten 2,4,5-<br />
Trichlorphenoxyessigsäure. Das in diesem Herstellungsprozess produzierte<br />
Pentachlorphenol (PCP) kondensierte zu Dioxinen, welche wiederum durch die<br />
plötzliche Freisetzung einer Wolke chemischer Substanzen in die Umwelt gelangten<br />
(BERTAZZI et al. 1998, GUDE et al. 2008). Der Hauptbestandteil dieser toxischen<br />
Emissionswolke war 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin (2,3,7,8-TCDD; BERTAZZI et<br />
al. 1998, BECKER et al. 2010).<br />
Die erste in der Literatur beschriebene Massenintoxikation, die durch polychlorierte<br />
Biphenyle verursacht wurde, fand 1968 in Japan statt (MATTHEWS und DEDRICK<br />
1984). Hier wurde durch die Aufnahme eines mit PCB kontaminierten Reisöls eine<br />
Krankheit ausgelöst, die „Yusho“ genannt wurde (im Japanischen „Ölkrankheit“). Alle<br />
Untersuchungsergebnisse deuteten darauf hin, dass diese auf den Gebrauch eines<br />
bestimmten Reisöls zurückzuführen war. Es konnte letztlich bewiesen werden, dass<br />
dieses Reisöl Kanechlor 400 enthielt. Dies ist ein Gemisch polychlorierter Biphenyle<br />
24
Schrifttum<br />
mit einem Chlorgehalt von 48 %. Das Kanechlor 400 fand in der Heizungsanlage<br />
dieses Reisölherstellers Verwendung, und es wird angenommen, dass es aufgrund<br />
eines defekten Rohres in der Heizungsanlage zu einer Kontamination des Speiseöls<br />
kam (KURATSUNE et al. 1972). 1979 ereignete sich dann in Taiwan ein ähnlicher<br />
Vorfall, der auch mit einer Kontamination von Reisöl einherging. Auch hier wurde die<br />
durch den Vorfall ausgelöste Erkrankung „Ölkrankheit“, diesmal Chinesisch „Yu-<br />
Cheng“, genannt (HSU et al. 1985, RYAN et al. 1994). Im Jahr 1985 kamen<br />
KASHIMOTO et al. aufgrund der nachgewiesenen hohen PCDF-Gehalte im Blut von<br />
Yu-Cheng-Patienten zu dem Schluss, dass die Furane hauptverantwortlich für beide<br />
Fälle der „Ölkrankheit“ waren.<br />
Dass eine akzidentelle Exposition von Futtermitteln ein mögliches Risiko für den<br />
Menschen darstellen kann, zeigte das Beispiel der Verfütterung von kontaminiertem<br />
Zitrustrester aus Brasilien. Im Rahmen eines Monitoring-Programmes zur PCDD/F-<br />
Kontamination in Lebensmitteln der Chemischen Landesuntersuchungsanstalt<br />
Freiburg zeigten sich ab September 1997 ansteigende Dioxingehalte in den<br />
untersuchten Proben. Nachdem die Eintragsquelle zunächst unbekannt blieb, konnte<br />
im Sommer 1998 die Verwendung von kontaminiertem Kalk als Ursache ausfindig<br />
gemacht werden. Dieser wurde bei der Herstellung des Tresters in Brasilien zur<br />
Neutralisierung nasser Zitronenschalen zugesetzt (MALISCH 2000).<br />
Nur ein knappes Jahr später - im Januar 1999 - kam es zu einem weiteren Ereignis,<br />
das von VAN LAREBEKE et al. (2001) detailliert beschrieben wurde. Hier kam es zu<br />
einer Kontamination von 500 Tonnen Futter durch die Einmischung von etwa 60 -<br />
80 Tonnen Fett. In diesem Fett befand sich Mineralöl – vorwiegend Öl von<br />
ausrangierten Transformatoren eines Müll-Recycling-Centers stammend – das<br />
wiederum mit 40 - 50 kg PCB sowie nahezu einem Gramm Dioxin kontaminiert war.<br />
Das Futter kam vor allem in Belgien in Geflügelfarmen, aber auch in Kaninchen-,<br />
Kälber-, Kuh- und Schweinebetrieben zum Einsatz. Ein kleiner Teil wurde auch in die<br />
Nachbarländer exportiert und in den Niederlanden, Frankreich sowie Deutschland<br />
verfüttert. Unter der Annahme, dass durch diesen Vorfall zwischen 10 - 15 kg PCB<br />
und 200 - 300 mg Dioxin von 10 Millionen Belgiern aufgenommen wurden, belaufen<br />
25
Schrifttum<br />
sich Schätzungen der hierdurch verursachten zusätzlichen Tumorerkrankungen auf<br />
eine Gesamtzahl von 44 bis über 8 000 (VAN LAREBEKE et al. 2001).<br />
Im Juni des gleichen Jahres kam es zu einem weiteren Ereignis: Dioxinkontaminierte<br />
Kaolinit-Tonmaterialien aus einer Tongrube in Rheinlandpfalz gelangten in Tierfutter.<br />
Tone, die als Futtermittelzusatzstoffe gelten, kommen in geringen Anteilen von bis zu<br />
2 % als Bindemittel oder Fließhilfsstoffe in Futtermitteln zum Einsatz oder dienen als<br />
Zusatz zu Mineralfuttermitteln. Während durch den Einsatz im Mineralfutter keine<br />
Dioxingehalterhöhungen in Fleisch- und Milchproben zu verzeichnen waren – Grund<br />
dafür ist, dass Mineralfutter in Großtier-Rationen lediglich zu einem sehr geringen<br />
Prozentsatz (ca. 0,5 - 1) eingemischt wird – hatte die Verwendung dieser<br />
Tonmaterialien als Fließhilfsmittel erhebliche Auswirkungen. So zeigte sich im<br />
Fleisch und in Bruteiern verschiedener Putenherden einer Züchterei erhöhte<br />
Dioxingehalte (CVUA Freiburg 1999, MALISCH 2001). In den Niederlanden fand<br />
Kaolinit-Ton bei der Herstellung von Kartoffelerzeugnissen Verwendung. Die<br />
Kartoffelschalen und nicht für den menschlichen Verzehr geeignete Kartoffeln<br />
wurden in Tierfutter eingemischt. Die Verwendung des kontaminierten Futters führte<br />
in den Milchproben der Tiere zu erhöhten Gehalten an PCDD/F. Es konnte damals<br />
eine 7fache Höchstgehaltüberschreitung beobachtet werden (GUDE et al. 2008,<br />
MALISCH 2001). Die Dioxinbelastungen in der rheinlandpfälzischen Grube stellten<br />
sich als Belastungen geogener Natur heraus; die Dioxine hatten sich während<br />
Ablagerungsprozessen in einzelnen Tonschichten gebildet (SCHWIND und HECHT<br />
2004).<br />
Als dritter Fall im Jahre 1999 erschien im Jahresbericht der CVUA Freiburg auch die<br />
Notiz eines Ereignisses in Brandenburg. In zwei Betrieben wurden bei der Trocknung<br />
von Futtermitteln – unter Verbrennung von Holz – die hierbei entstandenen<br />
Rauchgase direkt über das zu trocknende Material geleitet. Da hier Abfallholz zum<br />
Einsatz kam, welches Dioxine enthielt oder durch den Verbrennungsprozess Dioxine<br />
bildete, kam es zu einer Kontamination der Futtermittel durch die<br />
Schadstoffadsorption.<br />
Nur ein Jahr später, d. h. im Juni 2000, sollte einem weiteren Fall im Bereich der<br />
Futtermittel Bedeutung zukommen. Diesmal handelte es sich um Cholin-Chlorid,<br />
26
Schrifttum<br />
welches im Sinne eines Provitamins als Futtermittelzusatzstoff Anwendung findet<br />
(SCAN 2000). Cholin - besser bekannt als Vitamin B4 - lässt sich kommerziell unter<br />
anderem als Cholin-Chlorid erwerben (LLERENA et al. 2003). Die erhöhten Gehalte<br />
an Dioxinen und Furanen fielen den deutschen Behörden bei Routine-Kontrollen auf.<br />
Als Quelle der Kontamination wurde Cholin-Chlorid ausgemacht. Jedoch war nicht<br />
das Cholin-Chlorid per se für den Dioxineintrag verantwortlich, sondern sein<br />
„Carrier“. Dieser setzte sich aus mehreren Komponenten zusammen: Sägemehl/-<br />
späne, Reis, Außenhaut von Mandeln und Maiskolben. Das Kongenerenmuster in<br />
der untersuchten, kontaminierten Charge zeigte ein für Pentachlorphenol (PCP)<br />
typisches Verteilungsmuster (SCAN 2000). Die hier im „Carrier“ des Cholin-Chlorids<br />
verwendeten Sägespäne/Sägemehle waren mit PCP behandelt worden und führten<br />
somit zu erhöhten Dioxingehalten im Cholin-Chlorid (LLERENA et al. 2003).<br />
2007 gab es einen Fall von belastetem Guarkernmehl aus Indien. Dieses Mehl<br />
enthielt bis zu 80 mg PCP und bis zu 738 pg PCDD/F pro Kilogramm. Vermutlich<br />
wurde es in Indien mit dem in der EU verbotenen PCP behandelt: Nebenprodukte in<br />
der Herstellung des PCP sind Dioxine, so dass sich hierdurch die nachgewiesenen<br />
Dioxingehalte erklären ließen. Guarkernmehl kommt als zugelassener<br />
Lebensmittelzusatzstoff v. a. als Verdickungsmittel zum Einsatz (unter anderem in<br />
Joghurt, Speiseeis, Suppen, Backwaren). Jedoch wird dieses in nur geringen<br />
Mengen (< 2 %) zugesetzt, so dass in diesem Zusammenhang keine Gefährdung<br />
des Verbrauchers bestand (BFR 2007).<br />
Nur ein Jahr später trat ein weiteres Ereignis im Bereich der Futter- und Lebensmittel<br />
auf: Diesmal wurden in Schweinefleisch erhöhte Dioxin- und PCB-Gehalte<br />
festgestellt. Verantwortlich hierfür konnte Tierfutter einer irischen Recycling-Firma<br />
gemacht werden, das aus nicht verwendeten Lebensmitteln hergestellt wurde. Es<br />
wird vermutet, dass hier während des Trocknungsprozesses ein nicht zugelassenes<br />
Öl verwendet wurde, welches eine hohe Belastung mit PCB (und in geringeren<br />
Mengen auch Dioxinen) aufwies (BFR 2008a, GUDE et al. 2008).<br />
Im Jahr 2011 sorgte dann in Deutschland ein „Dioxin-Skandal“ für Aufsehen. Es<br />
begann damit, dass im Dezember 2010 in Schleswig-Holstein durch Eigenkontrollen<br />
der Mischfutterproduktion Partien mit Überschreitungen der Dioxin-Höchstgehalte<br />
27
Schrifttum<br />
auffielen. Es ließ sich ermitteln, dass das Einmischen von Fettsäuren aus dem<br />
technischen Bereich in das bei der Herstellung der Mischfuttermittel zum Einsatz<br />
gekommene Futterfett als Eintragsquelle diente. Diese technischen Fettsäuren<br />
stammten als Nebenprodukt des Raffinationsprozesses von einem deutschen<br />
Biodiesel-Produzenten (CVUA Freiburg 2011). Lieferungen der dioxinbelasteten<br />
Futtermittel gingen vorwiegend innerhalb Deutschlands an diverse Betriebe im<br />
Bereich der Geflügel-, Rinder-, Kaninchen- und Schweinemast, aber auch an<br />
Legehennen- und Milchviehbetriebe. Dieser Fall hatte solche Ausmaße, dass<br />
vorsorglich nahezu 5000 Betriebe – unter der Annahme einer Belieferung mit<br />
potentiell belasteten Futtermitteln – gesperrt wurden. In der Folge zeigten sich bei<br />
Eiern und Eiprodukten sowie in Hühner- und Schweinefleisch Überschreitungen der<br />
zulässigen Höchstgehalte (CVUA Freiburg 2011).<br />
2.2 Toxikologische Bedeutung der PCDD/F und dl-PCB<br />
2.2.1 Toxikokinetik<br />
Die Toxikokinetik der Dioxine und dioxinähnlichen Substanzen ist bei Menschen und<br />
Tieren von drei wesentlichen Eigenschaften abhängig: Die Lipophilie bestimmt die<br />
Absorption und die Verteilung in die Gewebe, der Metabolismus stellt einen wichtigen<br />
Weg der Elimination dar und die Bindung der Dioxine erfolgt über CYP1A2 in der<br />
Leber (VAN LEEUWEN et al. 2000). Die Toxikokinetik von TCDD zeigt deutliche<br />
Unterschiede zwischen verschiedenen Spezies – wahrscheinlich gilt dies auch für die<br />
weniger gut untersuchten Dioxinkongenere. So weist TCDD in Nagetieren eine<br />
Halbwertszeit von Wochen auf, wohingegen diese beim Menschen im Bereich<br />
mehrerer Jahre liegt (NAU 2006). Die Adsorption von 2,3,7,8-TCDD und ähnlicher<br />
Verbindungen im Gastrointestinaltrakt bei Säugern erfolgt in Abhängigkeit von der<br />
Trägersubstanz und ist dabei kongenerenspezifisch. Die Passage durch die<br />
Darmwand wird dabei vorwiegend von den Faktoren Molekülgröße und Fettlöslichkeit<br />
beeinflusst. Je größer dabei die Moleküle, desto geringer werden sie über den Darm<br />
aufgenommen; dies gilt somit besonders für die höher chlorierten (hepta- und<br />
octachlorierten) Kongenere (VAN DEN BERG et al. 1994). Im Blut kommen diese<br />
lipophilen Verbindungen gebunden an Blutlipide bzw. Lipoproteine vor und erreichen<br />
28
Schrifttum<br />
auf diesem Weg das Körperfett, in dem sie angereichert werden (FÜRST et al.<br />
2010).<br />
2.2.1.1 Wirkmechanismus<br />
Dioxine und dioxinähnliche Substanzen binden an den sogenannten<br />
Arylhydrocarbonrezeptor (AhR) und aktivieren diesen. Die Rezeptoraktivierung ist für<br />
die Auslösung biochemischer Effekte in Wirbeltieren verantwortlich (WAHL et al.<br />
2008; WHITE und BIRNBAUM 2009). Den Hinweis auf diesen rezeptorvermittelten<br />
Wirkmechanismus erbrachten Studien, in denen TCDD bei sogenannten AhRdefizienten<br />
Mäusen eingesetzt wurde. Während bei Wildtyp-Mäusen toxische Effekte<br />
zu erzielen waren, blieben die AhR-defizienten Tiere selbst bei einer zehnfach<br />
erhöhten Dosierung relativ unbeeinflusst (FERNANDEZ-SALGUERO et al. 1996).<br />
Bei dem AhR handelt es sich um einen liganden-abhängigen Transkriptionsfaktor,<br />
der in den meisten Organen und Zellen ubiquitär vorkommt – sowohl im<br />
menschlichen Organismus (beispielsweise in Plazenta, Lunge, Leber, Pankreas und<br />
Herz) als auch in verschiedenen anderen Spezies, wie z. B. Nagetieren, Fischen und<br />
Vögeln. Er beeinflusst die Expression zahlreicher Stoffwechselenzyme (GONZALEZ<br />
und FERNANDEZ-SALGUERO 1998, KEMMER 2005, SCHULZ 2005). Studien an<br />
AhR-defizienten Mäusen konnten beispielsweise zeigen, dass dieser Rezeptor<br />
sowohl an Vorgängen im Bereich der Reproduktion als auch während der regulären<br />
Entwicklung der Leber und des Immunsystems beteiligt sein könnte (FÜRST et al.<br />
2010). Bereits POLAND und KNUTSON verwiesen 1982 auf die exzellente<br />
Korrelation zwischen der Potenz einzelner Kongenere bei der Induktion der Aryl-<br />
Hydrocarbon-Hydroxylase-Aktivität und dem Ausmaß ihrer Toxizität. Eine ähnliche<br />
Korrelation zeigte sich in späteren Studien auch für andere Klassen halogenierter<br />
aromatischer Kohlenwasserstoffe. Planare Moleküle mit mindestens drei oder vier<br />
lateral positionierten Halogensubstituenten, wie im Fall des TCDD, weisen die<br />
höchste Rezeptoraffinität und die damit einhergehende höchste Toxizität auf (GUDE<br />
2008). Da TCDD kaum eine Metabolisierung erfährt, kommt es zu einer chronischen<br />
Aktivierung des Rezeptors (WAHL et al. 2008). Der Mechanismus selbst ist<br />
mittlerweile sehr detailliert erforscht: Zunächst bindet ein exogener Ligand (z. B.<br />
TCDD) an den AhR, womit es zu dessen Aktivierung kommt. Der Liganden-<br />
29
Schrifttum<br />
Rezeptorkomplex wandert in den Zellkern und bindet an den ARNT (aryl<br />
hydrocarbon receptor nuclear translocator; nukleärer AhR-Translokator). Dieser<br />
Komplex bindet wiederum an AhR-responsive Elemente (AhRE), welche in den<br />
Promotorbereichen von Zielgenen angesiedelt sind und somit deren Transkription<br />
induzieren (WAHL et al. 2008).<br />
2.2.1.2 Verhalten in Umweltmedien (Luft, Boden, Wasser, Sedimente):<br />
Metabolismus, Halbwertszeit, Elimination<br />
Dioxine, Furane und PCB sind organische Verbindungen, die lipophil, halbflüchtig<br />
und abbauresistent sind. Ferner sind sie allesamt prädisponiert, in der Umwelt lange<br />
zu persistieren sowie über weite Entfernungen verbreitet zu werden (ANONYM<br />
2001). Da die meisten von ihnen mittel- oder schwerflüchtige Verbindungen sind,<br />
kommen sie in der Luft kaum im gasförmigen Zustand vor, sondern sind<br />
hauptsächlich an Staubpartikel gebunden (SCHMID et al. 2010). Den an Partikel<br />
gebundenen Dioxinen und Furanen ist es aufgrund ihrer Lebensdauer von 10 Tagen<br />
oder mehr möglich, über mehrere tausend Kilometer verteilt zu werden (BRÖKER et<br />
al. 1998).<br />
Der direkte photolytische Abbau zeigt für die Dioxine und Furane tages- und<br />
jahreszeitliche Schwankungen: So ist dieser beispielsweise in Mitteleuropa während<br />
der Wintermonate reduziert, da die kurzwelligen Sonnenstrahlen nur in geringen<br />
Mengen vorhanden sind. Der Abbau von tetra- und pentachlorierten Kongeneren<br />
über Hydroxylradikale führt so in den Sommermonaten zu Verweildauern von<br />
mehreren Tagen bis zu einigen Wochen in der Luft, wohingegen diese in den<br />
Wintermonaten erheblich länger sind. Gleiches soll sich auch für die Berechnung der<br />
Überlebenszeiten polychlorierter Biphenyle ergeben (BRÖKER et al. 1998). Dass die<br />
Dioxinkonzentrationen in der Luft jahreszeitliche Schwankungen aufweisen,<br />
bestätigte sich auch in Konzentrationsmessungen, die über ein Jahr an<br />
verschiedenen Standorten in Niedersachsen zwischen Dezember 2008 und<br />
November 2009 durchgeführt wurden: Es zeigten sich während der Sommermonate<br />
bei den PCDD/F geringere Werte als in den Wintermonaten. Im Fall der dl-PCB<br />
wurde bei den Ergebnissen der Konzentrationsmessungen der genau umgekehrte<br />
Trend beobachtet (RIBBECK et al. 2012). Auch bei anderen Luftmessungen<br />
30
Schrifttum<br />
(KÖRNER et al. 2006) wurde diese gegenläufige jahreszeitliche Schwankung der<br />
PCDD/F (Konzentrationen im Winter > Sommer) und PCB (Konzentrationen im<br />
Sommer > Winter) beobachtet.<br />
Im Boden finden sich Dioxine und dl-PCB vorwiegend in den oberen, humushaltigen<br />
Schichten. Sie liegen im Boden gebunden an die organische Substanz oder an<br />
Tonminerale vor (RIBBECK et al. 2012). Ein gewisser Abbau der Dioxine kann an<br />
der Oberfläche durch Sonnenlicht erfolgen. Aufgrund der geringen Wirkungstiefe sind<br />
diese Photoabbauprozesse jedoch für die Dioxingehalte in den Böden ohne<br />
Bedeutung (KLEINHENZ 2009). Untersuchungen von Bodenproben zeigten, dass<br />
PCDD/F und PCB in hoch kontaminierten Böden nahezu keine vertikale Migration<br />
erfahren und dass Jahre nach Einstellen des Emissionseintrages noch mehr als<br />
90 % der Substanzen in den obersten 10 cm Boden nachzuweisen sind<br />
(HAGENMAIER et al. 1992). Auch BUSSIAN et al. (2011) betonen, dass aufgrund<br />
der Wasserunlöslichkeit und der hohen Bindungsaffinität an organische Stoffe (z. B.<br />
Humus) sowohl die Verlagerung in tiefere Bodenschichten als auch die<br />
Auswaschung in das Grundwasser für Dioxine und PCB zu vernachlässigen sind und<br />
somit in der Schicht der oberen 15 - 20 cm des Bodens die höchsten Gehalte<br />
auftreten. Ein geringer vertikaler Transport im Boden scheint über den Transport mit<br />
gelöstem organischen Kohlenstoff, über Bodenpartikel oder durch Bodenorganismen<br />
(z. B. Regenwürmer) denkbar zu sein (BECKER et al. 2010). Eine Abnahme der<br />
PCDD/F-Gehalte im Boden mittels Diffusion in der Gasphase durch das<br />
Porensystem ist aufgrund des niedrigen Dampfdruckes dieser Verbindungen gering<br />
und nimmt mit zunehmendem Chlorierungsgrad weiter ab (BRÖKER et al. 1998). Für<br />
Böden sind Halbwertszeiten für Dioxine und PCB mit mehreren Monaten bis<br />
mehreren Jahren beschrieben (BECKER et al. 2010, RYCHEN et al. 2008). Der<br />
Boden gilt als eine natürliche Senke solcher persistenter und lipophiler Substanzen<br />
und stellt eine typische akkumulierende Matrix dar, welche die Hintergrundbelastung<br />
einer Region darzustellen vermag (SCAN 2000).<br />
In Gewässern finden sich die PCDD/F und PCB in der Regel in einer an<br />
Schwebstoff- oder Sedimentpartikeln gebundenen Form (BECKER et al. 2010,<br />
RIBBECK et al. 2012, SCHMID et al. 2010). Die Halbwertszeit (HWZ) im Wasser wird<br />
31
Schrifttum<br />
auf das 10fache der HWZ in der Luft geschätzt (SINKKONEN und PAASIVIRTA<br />
2000). Die HWZ von 2,3,7,8-TCDD wird von WARD und MATSUMARA (1978) in<br />
einer Größenordnung von ungefähr 600 Tagen angegeben, wobei die Autoren<br />
betonen, dass die Versuche unter Laborbedingungen stattfanden. Ein Abbau dieser<br />
Verbindungen kann in aquatischen Medien mittels photolytischer Prozesse<br />
stattfinden (ATKINSON 1991, GUDE et al. 2008). Ferner wird auch ein<br />
mikrobiologischer Abbau beschrieben (MATSUMURA und BENEZET 1973, GUDE et<br />
al. 2008), wobei diesem eine vermutlich deutlich geringere Bedeutung zukommt<br />
(WARD und MATSUMURA 1978).<br />
Die drei Umweltmedien Luft, Boden und Wasser stehen über Niederschläge,<br />
Verdampfung, Adsorption und Desorption miteinander in Verbindung. Als ihre<br />
wichtigsten Transportmechanismen werden vorwiegend die Konvektionen in der<br />
Atmosphäre und die Wasserströmungen gesehen (MÜLLER und KORTE 1973).<br />
Bereits im Jahre 1973 kamen MÜLLER und KORTE aufgrund der hohen Persistenz<br />
polychlorierter Biphenyle zu dem Schluss, dass selbst nach dem Einstellen der<br />
gesamten Produktion noch jahrelang mit ihrer Anwesenheit in der Umwelt zu<br />
rechnen sein wird.<br />
2.2.1.3 Verhalten im Tier/Menschen: Metabolismus, Halbwertszeit, Elimination<br />
Die toxischen Dioxin-Kongenere verhalten sich – insbesondere im Körper des<br />
Menschen – sehr resistent und werden kaum metabolisch abgebaut. Dies trifft am<br />
stärksten für die höher chlorierten Kongenere zu (FÜRST et al. 2010). Bevor eine<br />
Elimination der Dioxine und Furane möglich ist, müssen diese zu polaren Derivaten<br />
metabolisiert werden. Dies erfolgt jedoch bei den 2,3,7,8-substituierten Kongeneren<br />
kaum, da hier keine – für eine Hydroxy-Derivat-Bildung nötige – freien, benachbarten<br />
Kohlenstoffatome vorliegen (SAGUNSKI und PERGER 1994). Werden die PCDD/F<br />
nicht durch Dehalogenierung oder aromatische Hydroxylierung und anschließender<br />
Konjugation verstoffwechselt, besteht kaum ein Weg zur Elimination, und so<br />
verbleiben sie aufgrund ihrer langen Halbwertszeiten zum Teil sehr lange im<br />
Organismus (FÜRST et al. 2010).<br />
32
Schrifttum<br />
Die Pharmakokinetik dieser Substanzen – u. a. die Elimination, Halbwertszeit und die<br />
Ausscheidung – wird dabei von einer Reihe Faktoren beeinflusst (Auszüge aus<br />
Geyer et al. 2002):<br />
a) Biotische Faktoren<br />
• u. a. Spezies, Stamm, genetischer Hintergrund, Geschlecht,<br />
Körpergewicht, Alter und Gesundheitsstatus<br />
b) Abiotische Faktoren<br />
• u. a. Diät, Jahreszeit, Umweltfaktoren, Stress und<br />
Haltungsbedingungen sowie die eventuelle Verabreichung<br />
chemischer Substanzen (u. a. Dauer, Applikationsweg und<br />
Trägerstoff).<br />
Von den aufgenommenen Kongeneren wird der Großteil über den Kot eliminiert und<br />
circa ein Drittel der tetra- und heptachlorierten PCDD wird über die Milch<br />
ausgeschieden (FRIES 1995). Kongenere, die im Körper verbleiben, werden bei den<br />
meisten Säugerspezies hauptsächlich in der Leber und im Fettgewebe gespeichert<br />
(VAN DEN BERG et al. 1994).<br />
GEYER et al. haben im Jahr 2002 Literatur zusammengefasst, die sich mit der<br />
Eliminations-Halbwertszeit von 2,3,7,8-chlorierten PCDD in Ratten und Menschen<br />
beschäftigte. In dieser Arbeit findet man eine Übersichtstabelle über die in der<br />
Literatur beschriebenen unterschiedlichen Halbwertszeiten von 2,3,7,8-TCDD,<br />
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<br />
in Ratten und Menschen. Während die hier aufgeführten HWZ bei Ratten im Mittel<br />
zwischen 18,7-322 Tagen liegen, sind die für den Menschen genannten HWZ<br />
deutlich höher: Für 2,3,7,8-TCDD im Mittel knapp 8 Jahre. Das Umweltbundesamt<br />
(UBA 2012) gibt eine Halbwertszeit für 2,3,7,8-TCDD im Menschen von circa 7<br />
Jahren an. Für andere Verbindungen sind die HWZ noch länger – beispielsweise für<br />
2,3,4,7,8-PeCDF fast 20 Jahre.<br />
2.2.2 Toxizität<br />
Die durch Dioxine hervorgerufenen toxischen Wirkungen sind recht vielfältig und<br />
unterliegen unter anderem Spezies-, Geschlechts- und Alterseinflüssen (FÜRST et<br />
33
Schrifttum<br />
al. 2010). Die dioxinähnlichen PCB sind aufgrund ihrer koplanaren Struktur befähigt,<br />
PCDD/F-ähnliche Wirkungen hervorzurufen.<br />
2.2.2.1 Akute Toxizität<br />
In Tierversuchen wurde nach Applikation hoher Dosen 2,3,7,8-TCDD das<br />
sogenannte „Wasting-Syndrom“ hervorgerufen. Es handelt sich hierbei um eine<br />
stetige Reduktion der Körpermasse mit letalem Ausgang, bei der die Tiere eine<br />
reduzierte Futteraufnahme und einen Fettgewebsverlust zeigen (FÜRST et al. 2010).<br />
Bis es nach einer wochenlangen Latenzzeit schließlich zum Tod der Tiere führt –<br />
selbst eine parenterale Ernährung kann die Tiere nicht am Leben erhalten – kann<br />
zwischenzeitlich eine Entgleisung des Stoffwechsels mit Hypoinsulinämie,<br />
Hypoglykämie und Hypothyreose beobachtet werden (SAGUNSKI und PERGER<br />
1994). Der Wirkmechanismus ist bislang noch nicht genau bekannt. Eine<br />
Verabreichung niedriger TCDD-Dosierungen ruft bei den meisten<br />
Versuchstierspezies eine akute Leberschädigung hervor. Sie äußert sich durch<br />
Hepatomegalie, forcierte Leberzellteilung und Lipideinlagerung, zudem kommt es zu<br />
einer Vitamin A-Entleerung aus den hepatischen Speichern. Des Weiteren wird unter<br />
Anwendung von 2,3,7,8-TCDD bei allen Säugerspezies eine Atrophie lymphatischer<br />
Organe (Thymus, Milz, Lymphknoten) beobachtet (FÜRST et al. 2010).<br />
2.2.2.2 Chronische Toxizität<br />
FÜRST et al. (2010) geben einen Überblick über die im Tierversuch beobachteten<br />
subchronischen und chronischen Effekte. So können in Abhängigkeit von der<br />
Dosierung Körpermassenverluste, Lebervergrößerungen, Störungen des<br />
Immunsystems und Änderungen des Hormonhaushaltes beobachtet werden.<br />
Folgende Effekte konnten bei Tierversuchen verzeichnet werden:<br />
• Hepatische Porphyrie<br />
• Leberwerterhöhung im Serum<br />
• Histopathologische Veränderungen der Leber (multiple, degenerative,<br />
inflammatorische und nekrotische Veränderungen)<br />
• Hyperplasie des Leberparenchyms und der Gallenkanälchen<br />
34
Schrifttum<br />
• Toxische Wirkungen auf das Reproduktionssystem und hormonbildende<br />
Organe (Hoden, Prostata, Uterus, Schilddrüse)<br />
• Verminderung der Reproduktionsfähigkeit (Veränderung des<br />
Steroidhormonhaushaltes z. B. durch die Bindung des aktivierten AhR an<br />
Steroidrezeptoren; Beeinträchtigung der Ovarialfunktion; vermehrter Abbau<br />
von Steroiden, z. B. Estradiol)<br />
• Entwicklungstoxische Wirkungen: Eine Exposition der Muttertiere vermindert<br />
die Anzahl überlebender Nachkommen und beeinträchtigt deren<br />
Reproduktionsfähigkeit (z. B. Störung der Spermatogenese; strukturelle<br />
Störungen der Fortpflanzungsorgane)<br />
• Bei Mäusen vermehrte Missbildungen (Kiefer-Gaumen-Spalten,<br />
Nierenmissbildungen)<br />
• Unterentwickelter, funktionsgestörter Thymus<br />
Durch Studien an Lebern weiblicher Ratten konnte gezeigt werden, dass TCDD zwar<br />
nicht zu einer Tumorinitiation befähigt ist, aber eine stark tumorpromovierende<br />
Wirkung induziert, wenn vorher eine Initiation mittels genotoxischer Substanzen<br />
hervorgerufen wurde. Weitere Studien konnten diese Fähigkeit auch für andere<br />
PCDD/F-Kongenere feststellen und zeigten, dass die tumorpromovierende Potenz<br />
dabei mit ihrer Rezeptoraffinität korreliert (FÜRST et al. 2010).<br />
2.2.2.3 Beschriebene Effekte bei Menschen<br />
Nach FÜRST et al. (2010) kann eine Exposition folgende Veränderungen im<br />
Menschen hervorrufen:<br />
- Chlorakne = schwer heilende, lang anhaltende Form der Akne, v. a. im<br />
Gesicht, am Kopf und am Rumpf sowie andere Hautveränderungen<br />
(Verdickungen, entzündliche Schwellungen der Hautanhangsdrüsen)<br />
- Veränderungen immunologischer Parameter<br />
- Induktion hepatischer Enzyme des Fremdstoffmetabolismus<br />
- möglicherweise hepatotoxische Effekte<br />
In der Diskussion sind zudem reproduktionstoxische, immunotoxische und<br />
kanzerogene Effekte, da diese in Tierversuchen bereits beobachtet wurden. Nach<br />
35
Schrifttum<br />
WHITE und BIRNBAUM (2009) wären beim Menschen nach einer Dioxinexposition<br />
folgende Nebenwirkungen denkbar: Herz-Kreislauf-Erkrankungen, Diabetes,<br />
Porphyrie, früheres Eintreten der Wechseljahre, Abfall der Testosteron- und<br />
Schilddrüsenhormonwerte, veränderte Immunantwort, Veränderungen der Haut,<br />
Zähne und Nägel, Veränderungen der Wachstumshormon-Signalübertragung und<br />
des Stoffwechsels.<br />
Für detailliertere Informationen zur Toxizität der Dioxine und dioxinähnlichen PCB sei<br />
hier auf entsprechende Fachliteratur verwiesen.<br />
2.3 Rechtsgrundlagen<br />
Die wichtigsten Rechtsgrundlagen, die zum Zeitpunkt des Verfassens dieser Arbeit<br />
im Bereich der Lebens- und/oder Futtermittel (Dioxine und dl-PCB betreffend) galten,<br />
sind folgende:<br />
• Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 der Kommission vom 19. Dezember 2006 zur<br />
Festsetzung der Höchstgehalte für bestimmte Kontaminanten in Lebensmitteln<br />
(ANONYM 2006)<br />
• Empfehlung 2011/516/EU der Kommission vom 23. August 2011 zur<br />
Reduzierung des Anteils von Dioxinen, Furanen und PCB in Futtermitteln und<br />
Lebensmitteln (ANONYM 2011a)<br />
• Verordnung (EU) Nr. 1259/2011 zur Änderung der Verordnung (EG) Nr.<br />
1881/2006 hinsichtlich der Höchstgehalte für Dioxine, dioxinähnliche PCB und<br />
nicht dioxinähnliche PCB in Lebensmitteln vom 2. Dezember 2011 (ANONYM<br />
2011b)<br />
• Richtlinie 2002/32/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 7.<br />
Mai 2002 über unerwünschte Stoffe in der Tierernährung (ANONYM 2002)<br />
• Verordnung (EU) Nr. 277/2012 der Kommission vom 28. März 2012 zur<br />
Änderung der Anhänge I und II der Richtlinie 2002/32/EG des Europäischen<br />
Parlaments und Rates hinsichtlich der Höchstgehalte und Aktionsgrenzwerte<br />
für Dioxine und polychlorierte Biphenyle (ANONYM 2012a)<br />
• Verordnung (EU) Nr. 252/2012 der Kommission vom 21. März 2012 zur<br />
Festlegung der Probenahmeverfahren und Analysemethoden für die amtliche<br />
36
Schrifttum<br />
Kontrolle der Gehalte an Dioxinen, dioxinähnlichen PCB und nicht<br />
dioxinähnlichen PCB in bestimmten Lebensmitteln sowie zur Aufhebung der<br />
Verordnung (EG) Nr. 1883/2006 (ANONYM 2012)<br />
• Verordnung zu Mitteilungs- und Übermittlungspflichten zu gesundheitlich nicht<br />
erwünschten Stoffen (Mitteilungs- und Übermittlungsverordnung –<br />
MitÜbermitV) vom 28. Dezember 2011 (ANONYM 2011c)<br />
• Verordnung (EG) Nr. 565/2008 zur Änderung der Verordnung (EG) Nr.<br />
1881/2006 zur Festsetzung der Höchstgehalte für bestimmte Kontaminanten<br />
in Lebensmitteln hinsichtlich der Festsetzung eines Höchstgehaltes für<br />
Dioxine und PCB in Fischleber vom 18. Juni 2008 (ANONYM 2008)<br />
2.3.1 Auslösewerte, Aktionsgrenzwerte, Höchstgehalte<br />
In allen Mitgliedstaaten der EU gelten für Dioxine bzw. dioxinähnliche PCB<br />
verbindliche Auslöse- bzw. Aktionsgrenzwerte und Höchstgehalte im Bereich der<br />
Futter- und Lebensmittel, deren Überschreitungen mit unterschiedlichen<br />
Konsequenzen einhergehen.<br />
Bei einer Überschreitung der Auslösewerte in Lebensmittelproben müssen<br />
Untersuchungen eingeleitet werden, die der Ermittlung von Kontaminationsquellen<br />
dienen; dann sollen Maßnahmen getroffen werden, die zu einer Beschränkung oder<br />
Beseitigung einer solchen Quelle führen (ANONYM 2011a). Die im<br />
Lebensmittelbereich geltenden Auslösewerte entsprechen im Bereich der Futtermittel<br />
den entsprechend gültigen Aktionsgrenzwerten: Bei Überschreitung der<br />
Aktionsgrenzwerte für unerwünschte Stoffe in Futtermitteln ist vorgeschrieben, dass<br />
Untersuchungen einzuleiten sind, um die Eintragsquellen zu ermitteln und<br />
Maßnahmen zu ergreifen sind, die zu einer Verringerung oder Beseitigung führen<br />
(ANONYM 2002). Bei Überschreitungen der Höchstgehalte im Bereich der<br />
Futtermittel werden die Verwendung sowie das Inverkehrbringen des kontaminierten<br />
Futtermittels untersagt. Auch gilt ein Verschneidungsverbot: Ein Vermischen mit<br />
gleichen oder anderen Futtermitteln ist verboten (ANONYM 2002). Eine<br />
Höchstgehaltüberschreitung im Bereich der Lebensmittel führt dazu, dass dieses<br />
Produkt nicht in den Verkehr gebracht werden darf. Auch ein Vermischen mit<br />
anderen Lebensmitteln oder das Inverkehrbringen als Lebensmittelzutat ist untersagt<br />
37
Schrifttum<br />
(ANONYM 2006). In den nachfolgenden Tabellen findet sich eine Auswahl derzeit<br />
geltender Auslösewerte und Höchstgehalte für Dioxine bzw. dl-PCB im Bereich der<br />
Lebensmittel (Tabelle 2) bzw. entsprechende Aktionsgrenzwerte und Höchstgehalte<br />
ausgewählter Futtermittel (Tabelle 3):<br />
Tabelle 2: Auslösewerte und Höchstgehalte von Dioxinen und dl-PCB für ausgewählte Lebensmittel<br />
(modifiziert nach BMU 2013)<br />
Lebensmittel<br />
EU-Auslösewerte 1)<br />
EU-Höchstgehalte 2)<br />
pg WHO-TEQ/g Fett 3) pg WHO-TEQ/g Fett 3)<br />
Dioxine dl-PCB Dioxine<br />
Geflügel<br />
Dioxine + dl-<br />
PCB<br />
Fleisch und Fleischerzeugnisse 1,25 0,75 1,75 3,00<br />
Öle und Fette - - 1,75 3,00<br />
Hühnereier und Eiprodukte 1,75 1,75 2,50 5,00<br />
Rind und Schaf<br />
Fleisch und Fleischerzeugnisse 1,75 1,75 2,50 4,00<br />
Öle und Fette - - 2,50 4,00<br />
Milch und Milcherzeugnisse<br />
einschließlich Butterfett<br />
1,75 2,00 2,50 5,50<br />
Schwein<br />
Fleisch und Fleischerzeugnisse 0,75 0,50 1,00 1,25<br />
Öle und Fette - - 1,00 1,25<br />
Tierische Produkte<br />
Leber und ihre<br />
Verarbeitungserzeugnisse von<br />
Geflügel, Rindern, Schafen und<br />
- - 4,50 10,0<br />
Schweinen<br />
Gemischtes tierisches Fett 1,00 0,75 1,50 2,50<br />
Maßeinheit: 1 pg (Pikogramm) = 0,000 000 000 001 Gramm<br />
1) Empfehlung der Europäischen Kommission vom 23. August 2011 zur Reduzierung des Anteils von Dioxinen,<br />
Furanen und PCB in Futtermitteln und in Lebensmitteln (ANONYM 2011a)<br />
2) Verordnung (EU) Nr. 1259/2011 der Kommission vom 2. Dezember 2011 zur Änderung der Verordnung (EG)<br />
(EG) Nr. 1881/2006 hinsichtlich der Höchstgehalte für Dioxine, dioxinähnliche PCB und nicht dioxinähnliche PCB<br />
in Lebensmitteln (ANONYM 2011b)<br />
3)<br />
„Die Höchstgehalte in Fett gelten nicht für Lebensmittel, die weniger als 2 % Fett enthalten. Für Lebensmittel,<br />
die weniger als 2 % Fett enthalten, gilt der Höchstgehalt bezogen auf das gesamte Erzeugnis, der dem auf das<br />
gesamte Erzeugnis bezogenen Höchstgehalt eines Lebensmittels mit 2 % Fett entspricht, der auf Grundlage von<br />
dessen Fettgehalt bestimmt wurde, wobei die Umrechnung nach folgender Formel erfolgt: Höchstgehalt,<br />
ausgedrückt bezogen auf das gesamte Erzeugnis, für Lebensmittel, die weniger als 2 % Fett enthalten =<br />
Höchstgehalt, ausgedrückt bezogen auf den Fettanteil, für das betreffende Lebensmittel x 0,02“ (ANONYM<br />
2011b).<br />
38
Schrifttum<br />
Tabelle 3: Aktionsgrenzwerte und Höchstgehalte von Dioxinen und dl-PCB für ausgewählte Futtermittel<br />
(anlehnend an die Tabelle ausgewählter Lebensmittel, modifiziert nach BMU 2013)<br />
Futtermittel<br />
Aktionsgrenzwerte 1)<br />
Höchstgehalte 1)<br />
ng/kg FM 2) ng/kg FM 2)<br />
Dioxine dl-PCB Dioxine<br />
Futtermittelausgangserzeugnisse<br />
pflanzlichen Ursprungs<br />
(ausgenommen Pflanzenöle und<br />
ihre Erzeugnisse)<br />
Futtermittelausgangserzeugnisse tierischen Ursprungs<br />
Tierisches Fett einschließlich<br />
Milchfett und Eifett<br />
Sonstige Erzeugnisse von<br />
Landtieren einschließlich Milch<br />
und Milcherzeugnisse sowie Eier<br />
und Eierzeugnisse<br />
Dioxine + dl-<br />
PCB<br />
0,50 0,35 0,75 1,25<br />
0,75 0,75 1,50 2,00<br />
0,50 0,35 0,75 1,25<br />
Mischfuttermittel, ausgenommen: 0,50 0,75 1,50<br />
Futtermittel für Heimtiere und<br />
Fische<br />
1,25 2,50 1,75 5,50<br />
Mischfuttermittel für Pelztiere - - - -<br />
Maßeinheit: 1 ng (Nanogramm) = 0,000 000 001 Gramm<br />
1)<br />
Verordnung (EU) Nr. 277/2012 der Kommission vom 28. März 2012 zur Änderung der Anhänge I und II der<br />
Richtlinie 2002/32/EG des Europäischen Parlaments und des Rates hinsichtlich der Höchstgehalte und<br />
Aktionsgrenzwerte für Dioxine und polychlorierte Biphenyle (ANONYM 2012a)<br />
2) bezogen auf ein Futtermittel mit einem Feuchtigkeitsgehalt von 12 %<br />
2.3.2 TEF/TEQ-Risikobewertungssystem<br />
PCDD, PCDF und PCB existieren in der Umwelt und in biologischen Proben als<br />
komplexes Gemisch verschiedener Kongenere (VAN DEN BERG et al. 1998, WHO<br />
2000), was folglich die Risikoeinschätzung für Menschen und die Tierwelt erschwert.<br />
Vor diesem Hintergrund wurde das Konzept der Toxizitätsfaktoren (TEF) entwickelt<br />
und eingeführt. Dadurch werden die Risikobewertung und eine regulatorische<br />
Kontrolle einer Belastung mit diesen Gemischen vereinfacht (ANONYM 2006, VAN<br />
DEN BERG et al. 1998). Um den Vergleich von Daten zu erleichtern, werden die<br />
analytisch bestimmten Ergebnisse aller toxikologisch relevanten Kongenere in ein<br />
zusammengefasstes Ergebnis umgewandelt und als Toxizitätsäquivalent (TEQ)<br />
ausgedrückt. Dies basiert auf der Annahme, dass alle Kongenere ähnliche qualitative<br />
Effekte über die Bindung an den gleichen „Dioxinrezeptor“ aufweisen, nur eben mit<br />
unterschiedlicher Intensität, da die Affinität verschiedener Kongenere zum AhR<br />
unterschiedlich ausgeprägt ist (SCAN 2000). Ergebnisse verschiedener Studien<br />
39
Schrifttum<br />
zeigten, dass eine hervorragende Korrelation bei verschiedenen halogenierten<br />
aromatischen Verbindungen zwischen der Struktur-Bindung und der biochemischen<br />
und toxischen Aktivität besteht. Diese Beobachtung bildete die Grundlage der<br />
Entwicklung dieser verschiedenen TEF für die individuellen Verbindungen<br />
(SAFE 1990). So ist es möglich, das toxische Potential einer untersuchten Probe mit<br />
nur einem einzigen Zahlenwert anzugeben (SCHWIND und HECHT 2004). Unter<br />
Berücksichtigung der unterschiedlichen TEF und den jeweils unterschiedlichen<br />
Einzelkonzentrationen nehmen die Verbindungen unterschiedliche Anteile an dem<br />
Wert des jeweiligen Gesamt-TEQ ein (BMU 2011). Die Gesamtkonzentration einer<br />
Probe berechnet sich wie folgt: Zunächst werden die einzelnen Kongenerengehalte<br />
mit ihrem jeweiligen TEF multipliziert. Durch die Addition dieser gewichteten<br />
Einzelgehalte erhält man dann die Gesamtkonzentration der Toxizitätsäquivalente,<br />
die bezogen auf ihre Wirkung der Konzentration von reinem 2,3,7,8-TCDD entspricht<br />
(BFR 2012b). Bei der Untersuchung der Proben auf ihren Gehalt an Dioxinen und dl-<br />
PCB erhält man verschiedene TEQ (BFR 2012b):<br />
• „WHO-PCDD/F-TEQ“ = Summe der Toxizitätsäquivalente der in der Probe<br />
enthaltenen, toxikologisch bedeutsamen 17 Dioxinen und Furanen<br />
• „WHO-PCB-TEQ“ = Summe der Toxizitätsäquivalente der 12 (mit TEF-Werten<br />
zugeordneten) dl-PCB<br />
• „WHO-PCDD/F-PCB-TEQ“ = „WHO-PCDD/F-TEQ“ + „WHO-PCB-TEQ“<br />
= Gesamt-Dioxinäquivalent<br />
Die den einzelnen Verbindungen zugeordneten relativen Toxizitäten werden in das<br />
Verhältnis zu 2,3,7,8-TCDD gestellt. Ermittelt werden die TEF-Werte mittels in vivo<br />
und in vitro Studien (VAN DEN BERG et al. 1998, WHO 2000); es bedarf dabei einer<br />
regelmäßigen Aktualisierung dieser Werte unter Berücksichtigung neuer<br />
Erkenntnisse. So wurden beispielsweise die von der WHO im Jahr 1998 in einer<br />
Liste zusammengestellten Toxizitätsäquivalenzfaktoren im Jahr 2005 überprüft und<br />
in diesem Rahmen neue Werte vorgeschlagen. Seit dem 1. Januar 2012 neu<br />
geltenden Höchstgehalte für Dioxine und dioxinähnliche PCB in Lebensmitteln<br />
beziehen sich nun auf die Toxizitätsäquivalenzfaktoren aus dem Jahr 2005 (BMU<br />
2011). Die folgende Tabelle zeigt die Toxizitätsäquivalenzfaktoren für die einzelnen<br />
40
Schrifttum<br />
PCDD-, PCDF- und dl-PCB Kongenere: Zum einen die von der WHO im Jahre 1998<br />
erstellten TEF sowie – diesen gegenübergestellt – die angepassten, aktuell gültigen<br />
Werte aus dem Jahr 2005.<br />
Tabelle 4: Toxizitätsäquivalenzfaktoren für PCDD/F und dl-PCB (WHO 2012)<br />
Kongener WHO-TEF 1998 WHO-TEF 2005<br />
PCDD<br />
2,3,7,8-TCDD 1 1<br />
1,2,3,7,8-PeCDD 1 1<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDD 0,1 0,1<br />
1,2,3,6,7,8-HxCDD 0,1 0,1<br />
1,2,3,7,8,9-HxCDD 0,1 0,1<br />
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0,01 0,01<br />
1,2,3,4,6,7,8,9-OCDD 0,0001 0,0003<br />
PCDF<br />
2,3,7,8-TCDF 0,1 0,1<br />
1,2,3,7,8-PeCDF 0,05 0,03<br />
2,3,4,7,8-PeCDF 0,5 0,3<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDF 0,1 0,1<br />
1,2,3,6,7,8-HxCDF 0,1 0,1<br />
2,3,4,6,7,8-HxCDF 0,1 0,1<br />
1,2,3,7,8,9-HxCDF 0,1 0,1<br />
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0,01 0,01<br />
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 0,01 0,01<br />
1,2,3,4,6,7,8,9-OCDF 0,0001 0,0003<br />
Non-ortho PCB<br />
PCB # 77 0,0001 0,0001<br />
PCB # 81 0,0001 0,0003<br />
PCB # 126 0,1 0,1<br />
PCB # 169 0,01 0,03<br />
Mono-ortho PCB<br />
PCB # 105 0,0001 0,00003<br />
PCB # 114 0,0005 0,00003<br />
PCB # 118 0,0001 0,00003<br />
PCB # 123 0,0001 0,00003<br />
PCB # 156 0,0005 0,00003<br />
PCB # 157 0,0005 0,00003<br />
PCB # 167 0,00001 0,00003<br />
PCB # 189 0,0001 0,00003<br />
2.4 PCDD/F- und dl-PCB-Belastung<br />
Obwohl Dioxine und PCB zahlreichen regulatorischen Maßnahmen unterliegen, kann<br />
es heute nach wie vor noch zu Kontaminationen von Lebens- und Futtermitteln<br />
kommen (BECKER et al. 2010). Auch TAUBE und KAMPHUES (2009) weisen<br />
darauf hin, dass kurz- und mittelfristig keine Möglichkeit besteht, Dioxine und<br />
dioxinähnliche PCB aus der Nahrungskette zu entfernen. Für die Dioxinlast der Tiere<br />
41
Schrifttum<br />
ist vorwiegend die Fütterung verantwortlich. Daher wird den Futtermitteln – sowie in<br />
manchen Fällen auch dem Boden – als mögliche Eintragsquellen besondere<br />
Aufmerksamkeit geschenkt (SCAN 2000). Die Exposition über kontaminierte<br />
Sedimente und Böden gilt als ein wichtiger Eintragsweg, über den Dioxine in die<br />
Nahrungskette eingebracht werden (VAN DEN BERG et al. 1994).<br />
2.4.1 Futtermittel<br />
Da Dioxine von außen auf bzw. in das Futter eingetragen werden, handelt es sich bei<br />
einer Dioxinbelastung der Futtermittel um eine klassische Kontamination<br />
(KAMPHUES und SCHULZ 2006, SCHULZ 2004/2005a). Diese kann auf zweierlei<br />
Weise geschehen: Entweder sind hierfür akzidentelle Ereignisse verantwortlich, bei<br />
denen die Eintragspfade zunächst einmal ausfindig gemacht werden müssen, oder<br />
aber die Kontamination findet in bekannterweise dioxinexponierten Gebieten statt,<br />
deren Böden zum Teil erhebliche Belastungen aufweisen und noch jahrzehntelang<br />
als mögliche Eintragsquelle dienen können (KAMPHUES und SCHULZ 2006).<br />
CHOBTANG et al. 2011 messen dem Boden – neben der akzidentellen<br />
Verunreinigungen von Futtermitteln mit kontaminierten Rohstoffen – bei dem Eintrag<br />
von Dioxinen und dl-PCB eine große Bedeutung bei.<br />
Im Rahmen einer Dioxin-Kontamination kommt dem Verschmutzungsgrad der<br />
Futtermittel eine große Bedeutung zu. In welchem Ausmaß Futterpflanzen<br />
verunreinigt sind, hängt dabei von verschiedenen Einflüssen ab<br />
(ELSÄSSER et al. 2007):<br />
• Wetterlage bzw. Feuchtigkeitsgehalt des Bodens<br />
→ Feuchte Witterung Verschmutzungsgrad ↑<br />
(Vermutung: mechanische Belastbarkeit der Grasnarbe ist geringer,<br />
beispielsweise gegenüber Viehtritt)<br />
• Viehbesatzdichte<br />
→ Hohe Tierzahl Trittbelastung der Weidefläche ↑ <br />
Verschmutzungsanteil ↑<br />
• Ernteverfahren<br />
→ Abnehmende Schnitthöhe Schmutzanteil ↑<br />
42
Schrifttum<br />
→ Heu < Silage: Trocknungsprozess Bodenanteil ↓<br />
• Tierart<br />
→ Bewegungsaktivität ↑ mechanische Belastung der Grasnarbe ↑ <br />
Schmutzanteil ↑<br />
→ Schafhaltung > Rinderhaltung<br />
• Beschaffenheit der Weidefläche<br />
→ Wuchsleistung, Bodenbedeckung, Narbendichte<br />
→ Dichte Grasnarbe Verschmutzungsanteil ↓<br />
Die von ELSÄSSER et al. (2007) genannten Einflüsse auf den Verschmutzungsgrad<br />
von Futtermitteln finden sich in ähnlicher Weise auch in den Merkblättern der<br />
Landwirtschaftskammer Niedersachsen (LWK 2010, LWK 2011, LWK 2012) wieder.<br />
Der Anteil erdhaltiger Verschmutzung lässt sich über den Gehalt HCl-unlöslicher<br />
Asche in den Futtermitteln bestimmen. Untersuchungen von Grund- und<br />
Saftfuttermitteln zeigten, dass die Gehalte an HCl-unlöslicher Asche mit den<br />
PCDD/F-Gehalten in den Proben korrelierten (SCHWIND et al. 2010). Auch die<br />
untersuchten Futterproben (Aufwuchs, Grassilage und Heu) von SCHULZ<br />
(2004/2005a) konnten bereits eine solche Korrelation aufzeigen. Bei den dl-PCB ließ<br />
sich diese Korrelation hingegen nicht bestätigen (SCHWIND et al. 2010). So kamen<br />
die Autoren zu dem Schluss, dass in den untersuchten Proben der Boden nicht als<br />
Haupteintragspfad für die dl-PCB anzusehen ist. Ferner scheint für dl-PCB in<br />
pflanzlichen Futtermitteln der luftgetragene Eintrag der hier dominante<br />
Kontaminationspfad zu sein. Bei den Dioxinen ist der Bodenanteil von größerer<br />
Bedeutung (SCHWIND et al. 2010).<br />
SCHULZ (2004/2005a) konnte zeigen, dass sich die Dioxinbelastung der Futtermittel<br />
(Aufwuchs) durch gründliches Abwaschen zwar erkennbar reduzieren ließ, jedoch in<br />
geringerem Ausmaß als ursprünglich erwartet. Es wurde aus diesen Untersuchungen<br />
geschlussfolgert, dass sich die Dioxine aufgrund ihrer engen Verbindung mit der<br />
Kutikula nicht gänzlich durch Waschen entfernen lassen.<br />
Raufutter und Saftfutter weisen im Allgemeinen höhere Dioxin- und dl-PCB-Gehalte<br />
auf als Mischfuttermittel. Als mögliche Begründung kommt dabei in Betracht, dass<br />
die Komponenten der Mischfuttermittel in der Regel einer Vorreinigung oder<br />
43
Schrifttum<br />
Bearbeitung unterliegen (z. B. bei verschiedenen Getreidekörnern) und dadurch an<br />
ihrer Oberfläche geringere Kontaminationen aufweisen (SCHWIND und JIRA 2006,<br />
SCHWIND et al. 2010). Des Weiteren kann die Oberflächenkontamination der<br />
Getreidekörner durch dioxin- und dl-PCB-kontaminierte Staubpartikel der<br />
Getreidekörner während des Transports, bei Umladevorgängen sowie bei ihrer<br />
Vermahlung dadurch gesenkt werden, dass die äußeren Getreidekornschichten<br />
durch Abrieb entfernt werden (SCHWIND und JIRA 2006). Folglich ist eine<br />
Exposition über die Futteraufnahme umso höher, je größer der Grünfutteranteil in der<br />
Ration der Tiere ist und umso geringer, je höher der Kraftfutteranteil ist (FRIES 1995,<br />
SCAN 2000, SCHWIND und HECHT 2004). So ergibt sich beispielsweise für<br />
Wiederkäuer eine höhere Exposition als für Schweine oder Geflügel (SCHWIND und<br />
HECHT 2004). Wiederkäuer können eine Dioxinexposition sowohl über den in der<br />
Futtermittelration enthaltenen Bodenanteil als auch über die direkte Bodenaufnahme<br />
während des Weideganges erfahren (SCAN 2000).<br />
2.4.1.1 Eintragsquellen<br />
Dioxine können über verschiedene Eintragspfade in bzw. an die Pflanzen gelangen<br />
(BRÖKER et al. 1998, HÜLSTER 1994):<br />
• Boden Pflanze: Systemische Aufnahme über die Wurzel<br />
• Boden Luft Pflanze: Durch Ausdampfung aus dem Boden<br />
• Luft Pflanze: Über sedimentierenden Staub<br />
• Boden Bodenpartikel Pflanze (Oberflächenkontamination)<br />
Eine systemische Dioxinaufnahme aus dem Boden in die Pflanze gilt bei der<br />
Kontamination von Futtermitteln als irrelevant. Von größerem Belang ist die äußere<br />
Kontamination, bei der anhaftende PCDD/F-kontaminierte Partikel belasteter Böden<br />
einen Eintrag in die Futtermittel erfahren können (SCHULZ et al. 1993).<br />
Untersuchungen zeigten, dass der Transfer aus dem Boden nur für einen Teil der<br />
Pflanzen von Bedeutung ist. Während für die Dioxinbelastung von Blättern, Früchten<br />
und Samen keinerlei Zusammenhang zu den PCDD/F-Konzentrationen im Boden<br />
erkennbar war, zeigte sich, dass die Aufnahme über den Boden bei in ihm<br />
wachsenden Speicherorganen (so beispielsweise die Karotte oder Kartoffelknolle)<br />
44
Schrifttum<br />
durchaus eine Rolle spielt. Jedoch blieb der Schadstofftransfer hier weitgehend auf<br />
die Schalen beschränkt. Als weitere Ausnahme unter den Pflanzen sind auch die<br />
Zucchini und der Kürbis zu nennen: Hier zeigten sich im Vergleich zu anderen<br />
untersuchten Pflanzenproben deutliche höhere Dioxingehalte. Für Zucchini konnte<br />
eine Aufnahme über die Wurzel und die Verlagerung der so aufgenommenen<br />
PCDD/F in den Spross nachgewiesen werden (HÜLSTER 1994).<br />
Eine Ablagerung von Dioxinen und PCB an den Pflanzen ist durch eine sogenannte<br />
trockene Deposition (über die Gasphase oder partikelgebunden) oder eine nasse<br />
Deposition (über Niederschläge, Nebel usw.) möglich (BRÖKER et al. 1998, MC<br />
LACHLAN 1996, MC LACHLAN 1997). Chemische Verbindungen können über die<br />
Kutikula oder Stomata in die Blätter der Pflanzen gelangen. Da die Kutikula<br />
vorwiegend aus Wachs zusammengesetzt ist, können an ihr besonders die lipophilen<br />
Verbindungen gebunden und gespeichert werden (WILD und JONES 1992). Die<br />
Aufnahme organischer Schadstoffe in die Pflanze ist dabei von unterschiedlichen<br />
Faktoren abhängig: Sowohl die Depositionsrate an der Pflanzenoberfläche als auch<br />
das Ausmaß der an der Pflanze anhaftenden Partikel bzw. des Schadstofftransfers in<br />
die Kutikula spielen eine Rolle (MC LACHLAN 1997). Der Luft-Pflanzen-Transfer der<br />
dioxinähnlichen PCB scheint deutlich effizienter zu sein als der von Dioxinen. So<br />
konnten bei Messungen der PCDD/F- und dl-PCB-Konzentrationen in der Luft und in<br />
zur gleichen Zeit an diesem Standort exponierten Weidelgraskulturen gezeigt<br />
werden, dass der Transfer der dl-PCB (unter Betrachtung des Medianwertes) den<br />
der PCDD/F um das circa Vierfache übersteigt. Zudem ließ sich beobachten, dass<br />
die Transferraten in einem deutlichen Zusammenhang mit dem Chlorierungsgrad der<br />
PCB-Kongenere standen: Die Transferraten stiegen von den tri- bis heptachlorierten<br />
Verbindungen deutlich an (KÖRNER et al. 2006). KÖRNER (2006) sieht in dem<br />
Transfer Atmosphäre – Pflanze einen wesentlichen Schritt für den Eintrag der dl-PCB<br />
in die terrestrische Nahrungsmittelkette und folglich für die Akkumulation in den<br />
Nutztieren.<br />
Entlang der Produktionskette von Futtermitteln können Dioxine und PCB auch<br />
akzidentell während verschiedener Produktionsschritte oder schon bereits durch<br />
kontaminierte Rohstoffe eingetragen werden (BMU 2013). SCHULZ (2004/2005a)<br />
45
Schrifttum<br />
konnte zeigen, dass das Risiko eines Dioxineintrages mit zunehmender Schnitttiefe<br />
des Aufwuchses und während der Futterwerbung – besonders bei Silage – mit<br />
steigender Anzahl der Arbeitsschritte ansteigt. Eine übersichtliche Darstellung<br />
möglicher Kontaminationsquellen während der Futtermittelproduktion sowie den<br />
Produktionsketten für Eier, Milch, Geflügel-, Rind- / Schaf- sowie Schweinefleisch<br />
findet sich in einer Broschüre des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und<br />
Reaktorsicherheit (BMU 2013). Als ein Beispiel wäre zu nennen, dass Bindegarn,<br />
das mit einer PCB-haltigen Imprägnierung versehen war, zu einer Belastung<br />
laktierender Rinder führte. Die Kontamination der Futtermittel (Heu und Stroh)<br />
erfolgte durch mit Altöl versetzte Sisalbänder (ORBAN 1988 zit. in KLEIN 1991).<br />
Auch eine Lagerung der Futtermittel in Silos kann ein Risiko der<br />
Futtermittelkontamination in sich bergen. So konnte gezeigt werden, dass PCBhaltige<br />
Schutzanstriche von Silowänden für eine PCB-Kontamination der darin<br />
gelagerten Silagen verantwortlich waren (DE ALENCASTRO et al. 1984,<br />
SKRENTNY et al. 1971, KYPKE-HUTTER und MALISCH 1989, KLEIN 1991,<br />
PERRY et al. 1981).<br />
2.4.2 Lebensmittel<br />
Die lebensmittelbedingte Aufnahme von PCDD/F und PCB erfolgt im Wesentlichen<br />
über fetthaltige Lebensmittel tierischen Ursprungs (Milchprodukte > Fleisch > Fisch ><br />
Eier), wohingegen pflanzliche Lebensmittel wie Obst, Gemüse und Getreide nur in<br />
geringen Mengen zur Aufnahme dieser unerwünschten Stoffe beitragen (BMU 2013).<br />
Aufgrund der Ernährungsgewohnheiten liefern Milchprodukte den größten Beitrag für<br />
die menschliche PCDD/F- und dl-PCB-Exposition, danach folgt der Verzehr von<br />
Fleisch und Fisch. Hohe TEQ-Gehalte finden sich im Hinblick auf die Dioxine bzw. dl-<br />
PCB in folgenden Lebensmitteln: Schafleber, Lebertran, Dorschleber, Flussaal (dl-<br />
PCB) und Wild- (bei dl-PCB besonders Hasenfleisch) oder Wildgeflügelfleisch (bei dl-<br />
PCB v. a. Wildente). Trotz ihrer höheren Belastung spielen sie jedoch für die<br />
Exposition des Endverbrauchers eine geringere Rolle als weniger belastete<br />
Lebensmittel, die dafür in größeren Mengen konsumiert werden (BFR 2010). Je nach<br />
Eintragsquelle kann der prozentuale Anteil der PCDD/F bzw. dl-PCB am Gesamt-<br />
TEQ-Gehalt einer Lebensmittelprobe unterschiedlich hoch sein. Proben aus<br />
46
Schrifttum<br />
Gebieten mit einer ausschließlichen Hintergrundbelastung weisen meist ein<br />
Verhältnis von 1 : 1 auf. Es gibt jedoch auch Lebensmittelgruppen, in denen die dl-<br />
PCB den größeren Anteil an dem Gesamt-TEQ einnehmen, so vor allem Fisch und<br />
Fischprodukte sowie Kuhmilch (FÜRST et al. 2010). Jedoch gibt es auch<br />
Auswertungen verschiedener Untersuchungsergebnisse von Rindfleischproben, die<br />
zeigen, dass dl-PCB einen Anteil von ¾ des Gesamt-TEQ ausmachen können,<br />
wobei die prozentualen Anteile dabei zwischen 40 und 90 % variierten (SCHWIND et<br />
al. 2009). Seit vielen Jahren kann eine rückläufige Belastungssituation bezüglich der<br />
Dioxine und polychlorierten Biphenyle vermerkt werden (BFR 2009, FÜRST et al.<br />
2010). In den meisten Lebensmitteln zeigte sich in den letzten 20 Jahren eine<br />
Reduktion der PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte um mehr als die Hälfte (FÜRST et al.<br />
2010). Dennoch stellen sie nach wie vor aufgrund ihrer hohen Persistenz und ihres<br />
ubiquitären Vorkommens noch ein generelles Problem für die Bevölkerung dar (BFR<br />
2009). Eine Verringerung der PCB-Belastung wird durch die Remobilisierung von<br />
Altlasten sowie heute noch möglichen Eintragsquellen (z. B. Kleinkondensatoren,<br />
Fugenmassen, Verbrennungsprozesse von mit Schweröl betriebenen<br />
Schiffsmotoren) verlangsamt (BASLER 2009).<br />
2.4.2.1 Transfer in Lebensmittel<br />
Es konnte gezeigt werden, dass der Eintrag über die Fütterung als wichtigste<br />
Ursache für eine Dioxinexposition von Rindern zu nennen ist. Die Aufnahme über<br />
Wasser und Luft leisten zur Gesamtexposition der Tiere dagegen nur einen<br />
vernachlässigbaren Anteil (MC LACHLAN et al. 1990, MC LACHLAN 1997). Auch ein<br />
Eintrag über die direkte Bodenaufnahme während des Weidegangs trägt eventuell<br />
erheblich zur Belastung der Rinder bei (MC LACHLAN 1997, SCAN 2000). In welch<br />
unterschiedlicher Weise Dioxine und dl-PCB einen Eintrag in die Lebensmittelkette<br />
erfahren können, zeigt sich in der folgenden Abbildung (modifiziert nach CHOBTANG<br />
et al. 2011).<br />
47
Schrifttum<br />
Abbildung 3: Mögliche Eintragswege von PCDD/F und dl-PCB in die Lebensmittelkette (modifiziert nach<br />
CHOBTANG et al. 2011)<br />
Welche Mengen dieser über das Futtermittel aufgenommenen Schadstoffe letzten<br />
Endes in tierische Lebensmittel transferiert werden und dort wiederzufinden sind,<br />
wird durch den sogenannten Carry-over-Vorgang bestimmt. Das Carry-over-<br />
Verhalten einzelner Verbindungen wird unter anderem durch die Aufnahmerate des<br />
Stoffes im Darm, durch die Eigenschaften der Verbindung selbst (Hydrophilie oder<br />
Lipophilie) und durch dessen Metabolisierung sowie Ausscheidungsfähigkeit<br />
bestimmt. Des Weiteren trägt auch die Interaktion mit Stoffwechselvorgängen in den<br />
Geweben dazu bei, ob eine Substanz im Nutztier an- oder abgereichert wird<br />
(SCHWIND und HECHT 2004, SCHWIND und JIRA 2012). Zur Beschreibung des<br />
An- oder Abreicherungsverhaltens eines Stoffes dient der Carry-over-Faktor (COF),<br />
Konzentration des Stoffes im Tiergewebe<br />
der sich wie folgt berechnen lässt: COF =<br />
Konzentration des Stoffes im Futtermittel<br />
Ein Stoff reichert sich nur dann im Gewebe an, wenn der COF einen Zahlenwert > 1<br />
aufweist. Dies trifft für Dioxine, dl-PCB und viele andere organische<br />
Chlorverbindungen zu, so dass diese in tierischen Geweben und Organen –<br />
besonders im Fett – akkumulieren. Da das Ausmaß der Lipophilie einzelner PCDD/Fund<br />
dl-PCB-Kongenere unterschiedlich ausgeprägt ist, weisen die verschiedenen<br />
Verbindungen andere COF-Zahlenwerte – und so auch ein unterschiedliches<br />
48
Schrifttum<br />
Akkumulationsverhalten – auf (SCHWIND und HECHT 2004, SCHWIND und JIRA<br />
2012).<br />
2.4.2.2 Milch<br />
Dioxine und dioxinähnliche PCB können bei Tieren über das Milchfett ausgeschieden<br />
werden, so dass die Laktation als ein Haupteliminationsweg dieser Schadstoffe gilt<br />
(MC LACHLAN et al. 1990, PERRY et al. 1981, SCAN 2000). Da die<br />
Dioxinaufnahme (über die Fütterung kontaminierter Futtermittel) sehr schnell die<br />
Gehalte in der Milch ansteigen lassen kann, jedoch die Konzentrationen nach<br />
Unterbrechung der Dioxinzufuhr auch sehr schnell absinken, kann die Milch als<br />
Bioindikator dieser unerwünschten Stoffe dienen (FÜRST 1998). Die Menge mit der<br />
Milch ausgeschiedener PCDD/F und dl-PCB ist jedoch auch von der Fettmobilisation<br />
in den Tieren abhängig, die in der frühen Laktation durch eine negative Energiebilanz<br />
hervorgerufen wird und folglich zu höheren Gehalten in der Milch führen kann<br />
(BRAMBILLA et al. 2008, CHOBTANG et al. 2011). Die Transferraten einzelner<br />
Kongenere in die Milch variieren. Während bei den Dioxinen die Transferraten mit<br />
zunehmendem Chlorierungsgrad der Kongenere sinken (AKKAN et al. 2004,<br />
BECKER et al. 2010, MC LACHLAN 1997, SCAN 2000), zeigt sich bei den dl-PCB<br />
der umgekehrte Trend: Höherchlorierte Kongenere werden im Gegensatz zu den<br />
niederchlorierten Verbindungen vermehrt über die Milch abgegeben (AKKAN et al.<br />
2004, BECKER et al. 2010). Eine Übersicht über Transferraten einzelner Kongenere<br />
findet sich beispielsweise bei AKKAN et al. 2004, ADEKUNTE et al. 2010 und<br />
BECKER et al. 2010. Generell zeigt sich, dass die Gehalte in der Milch sowohl bei<br />
den Dioxinen als auch bei den dioxinähnlichen PCB in den letzten Jahrzehnten<br />
abnehmen. So zeigte sich bei den Dioxingehalten zwischen den Jahren 1990 und<br />
2006 eine Abnahme um ca. 65 %; die dl-PCB-Gehalte sanken zwischen 1998 und<br />
2006 um etwa die Hälfte (FÜRST et al. 2010). Ein Überblick bezüglich der Daten der<br />
Hintergrundbelastungen von Milch und Milchprodukten mit PCDD/F und dl-PCB<br />
findet sich beispielsweise in GUDE et al. (2008).<br />
49
Schrifttum<br />
2.4.2.3 Muskulatur<br />
Wie bereits oben erwähnt, stellt der Verzehr von Fleisch neben dem Milchkonsum<br />
einen weiteren bedeutenden Anteil der menschlichen Exposition gegenüber Dioxinen<br />
und dioxinähnlichen PCB dar. Die PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur<br />
variieren je nach Haltung und Fütterung der Tiere (TAUBE und KAMPHUES 2009).<br />
Die Gehalte in den Lebensmitteln steigen aufgrund einer unvermeidbaren<br />
Grundbelastung, und zwar je älter die Tiere am Tag ihrer Schlachtung sind (BMU<br />
2013). Jedoch gibt es hierzu auch widersprüchliche Untersuchungsergebnisse von<br />
Rindfleischproben aus der Mutterkuhhaltung in Deutschland, bei denen keine<br />
Abhängigkeit von der Kontaminationshöhe der Schlachtkörper und dem<br />
Schlachtalter der Tiere – sowohl bei Mutterkühen als auch deren Nachkommen –<br />
festgestellt werden konnte. Generell wiesen die hierbei untersuchten<br />
Muskulaturproben der Mutterkühe geringere Gehalte als die ihrer Nachkommen auf –<br />
eine mögliche Erklärung dafür wäre, dass die Dioxinlast in den Muttertieren aufgrund<br />
der „Laktationsphasen“ (Ausscheidung der Dioxine und dl-PCB über das Milchfett)<br />
nicht über ein bestimmtes Niveau ansteigt (BRUNS-WELLER 2012). Eine<br />
Auswertung von Untersuchungsergebnissen zu den Gesamt-TEQ-Gehalten in<br />
Muskulaturproben zeigte, dass Rind- und Schaffleisch (Mediangehalt jeweils<br />
1,4 pg/g Fett) eine deutliche höhere Grundbelastung aufweist als Fleisch von<br />
Geflügel (Mediangehalt 0,5 pg/g Fett) und Schwein (Mediangehalt 0,1 pg/g Fett;<br />
CVUA FREIBURG 2011). Die geringere PCDD/F-Belastung im Schweinefleisch<br />
könnte unter anderem dadurch erklärt werden, dass die Muskulatur bei Schweinen in<br />
der Regel einen höheren Fettgehalt aufweist und die aufgenommenen, lipophilen<br />
Schadstoffe einen „Verdünnungseffekt“ erfahren (FÜRST 1998, GUDE et al. 2008).<br />
Untersuchungen konnten zudem zeigen, dass auch gewisse regionale Unterschiede<br />
innerhalb Deutschlands bezüglich der Gehalte im Rindfleisch zu vermerken sind. So<br />
wurden in der Region „Nord-West“ höhere Dioxin- und in etwas geringerem Ausmaß<br />
auch höhere PCB-Belastungen nachgewiesen als in den Gebieten „Süd“ und „Ost“<br />
(GUDE et al. 2008, SCHWIND et al. 2009). Bei einer Gegenüberstellung von<br />
Untersuchungsergebnissen aus den Jahren 1996 und 2005/2006 zeigte sich eine<br />
50
Schrifttum<br />
Abnahme der Dioxingehalte um 50 % in den untersuchten Proben (SCHWIND et al.<br />
2009).<br />
2.4.2.4 Leber<br />
Selbst bei der Aufnahme geringer Dioxinmengen können diese Verbindungen schnell<br />
in der Leber akkumulieren, da sie eine besonders hohe Affinität zu diesem Organ<br />
aufweisen (VAN DEN BERG et al. 1994). So gilt die Leber – zusammen mit dem<br />
Fettgewebe – als ein Hauptspeicherorgan für Dioxine (BURSIAN et al. 2012, GUDE<br />
2008, GUDE et al. 2008, SCHULZ 2005, VAN DEN BERG et al. 1994, IARC 1997,<br />
WHO 2000, WITTSIEPE et al. 2007). Auch die dioxinähnlichen PCB akkumulieren<br />
verstärkt in der Leber (BMU 2011, BRUNS-WELLER et al. 2010, KUNISUE et al.<br />
2006, SHEN et al. 2012b, WANG et al. 2011), jedoch in etwas geringerem Ausmaß –<br />
betrachtet man die Gesamt-TEQ in den untersuchten Proben – als im Fall der<br />
PCDD/F (BVL 2011, CVUA FREIBURG 2011, FERNANDES et al. 2011). Es zeigte<br />
sich, dass bei allen Tierarten – mit Ausnahme von Schweinen – der Anteil der<br />
PCDD/F an dem Gesamt-TEQ in der Leber signifikant höher ist als im Fleisch des<br />
gleichen Tieres (CVUA FREIBURG 2011). Es wird vermutet, dass die deutlich<br />
geringe Anreicherung von dl-PCB in der Leber die höheren Gehalte dieser<br />
Substanzen in der Muskulatur begründen (BVL 2011). Schafe scheinen besonders<br />
prädisponiert für die Akkumulation von Dioxinen (und dl-PCB) in der Leber zu sein.<br />
So zeigte sich bei den untersuchten Leberproben im Rahmen eines<br />
Monitoringprogrammes aus Baden-Württemberg ein Mediangehalt von<br />
14,4 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett, wohingegen die beprobten Schweinelebern<br />
einen Gehalt von nur 0,5 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (Medianwert) aufwiesen<br />
(CVUA FREIBURG 2011). Dabei ist davon auszugehen, dass hier vermutlich die<br />
Haltungs- und Fütterungsbedingungen eine große Rolle gespielt haben. Die<br />
besonders hohen Belastungen mit PCDD/F und/oder dl-PCB in Schaflebern, die<br />
regelmäßig auch mit Höchstgehaltüberschreitungen einhergehen, lassen sich<br />
bundesweit beobachten (BASLER 2009). Jedoch ließen sich auch in Rehlebern hohe<br />
dl-PCB-Gehalte bei Tieren finden, die aus vermeintlich unbelasteten Regionen<br />
stammten. So kommt BASLER (2009) zu dem Schluss, dass die erhöhten Gehalte in<br />
den untersuchten Schaflebern keine regionale Belastung widerspiegeln, sondern<br />
51
Schrifttum<br />
vielmehr die Vermutung nahe legen, dass dafür eine hohe dl-PCB-Grundbelastung in<br />
Deutschland verantwortlich ist.<br />
Eine Übersicht über die Belastungssituation in Lebensmitteln – auch für Produkte<br />
anderer Tierarten – beispielsweise auch für Eier oder Fisch, findet sich z. B. bei<br />
GUDE et al. 2008.<br />
2.4.3 Exposition des Menschen mit PCDD/F und dl-PCB<br />
Der Mensch kann über drei Wege gegenüber Dioxine und PCB exponiert werden. Es<br />
besteht sowohl die Möglichkeit, aus beruflichen Gründen oder durch Unfälle einer<br />
Belastung ausgesetzt zu sein; des Weiteren wird der Mensch aber auch durch die<br />
umweltbedingte Hintergrundbelastung mit diesen Stoffen exponiert (SCAN 2000,<br />
IARC 1997, WHO 1998). Diese Hintergrundbelastung wirkt auf den Menschen durch<br />
das Einatmen oder die Aufnahme von Luftpartikeln, durch die Aufnahme<br />
kontaminierten Bodens oder über eine dermale Absorption sowie im Rahmen der<br />
Nahrungsaufnahme ein. Während die zuerst genannten Expositionswege (Luft,<br />
Boden oder Hautkontakt) für den Menschen weniger als 10 % der Gesamtaufnahme<br />
ausmachen, werden mehr als 90 % der Dioxine und PCB durch die Nahrung<br />
aufgenommen, vorwiegend über den Verzehr von Lebensmitteln tierischen<br />
Ursprungs (SCAN 2000, UBA 2012). Den größten Expositionsbeitrag leisten dabei<br />
Milchprodukte und Fleisch (BFR 2010, UBA 2012). Der sogenannte<br />
„Durchschnittsverzehrer“ nimmt insgesamt etwa 12,7 - 16,9 pg PCDD/F und dl-PCB<br />
pro Kilogramm Körpergewicht und Woche auf. Folglich nimmt er somit ca. 90 - 121 %<br />
der von der SCF (SCF 2001) vorgeschlagenen tolerierbaren wöchentlichen<br />
Aufnahmemenge (tolerable weekly intake, TWI) zu sich (BFR 2010). Die<br />
Schätzungen über die Exposition beruhen dabei auf mittleren<br />
Ernährungsgewohnheiten und durchschnittlich belasteten Lebensmitteln, so dass<br />
hiervon abweichende Essgewohnheiten – wie beispielsweise ein vegetarischer<br />
Speiseplan oder vermehrter Verzehr hoch belasteter Lebensmittel – mit deutlich<br />
abweichenden Aufnahmemengen einhergehen können (FÜRST et al. 2010).<br />
52
Schrifttum<br />
2.4.3.1 Durchschnittliche Aufnahme; Risikoabschätzung<br />
Da Dioxine und PCB ubiquitär in der Umwelt vorkommen, nimmt der Mensch diese<br />
täglich in kleinen Mengen auf (KÖRNER 2006). Aus Berechnungen geht hervor, dass<br />
ein Erwachsener in Deutschland im Durchschnitt 0,7 pg WHO-PCCD/F-TEQ und ca.<br />
1,3 pg WHO-PCB-TEQ pro Kilogramm Körpergewicht und Tag aufnimmt, was einer<br />
Gesamtaufnahme von 2 pg pro kg Körpergewicht und Tag<br />
entspricht (UBA 2012) und somit auch mit den oben bereits genannten<br />
Berechnungen der wöchentlichen Aufnahme des BFR (2010) übereinstimmt.<br />
Die gesundheitliche Bewertung der Belastungssitutation des Menschen mit Dioxinen<br />
und dioxinähnlichen PCB lässt sich anhand von zwei Bezugsgrößen abschätzen<br />
(BFR 2009):<br />
• TWI (tolerable weekly intake) legt die wöchentliche tolerierbare<br />
Aufnahmemenge für PCDD/F und dl-PCB fest, die vom SCF mit 14 pg WHO-<br />
PCCD/F-PCB-TEQ pro Kilogramm Körpergewicht angegeben wird.<br />
• TDI (tolerable daily intake) ist die tolerierbare tägliche Aufnahmemenge, die<br />
von der WHO mit 1 - 4 pg WHO-TEQ pro Kilogramm Körpergewicht<br />
angegeben wird.<br />
Bei der tolerierbaren täglichen Aufnahme – TDI (tolerable daily intake) – handelt es<br />
sich um die Menge eines Stoffes, die lebenslänglich durch den Menschen täglich<br />
aufgenommen werden kann, ohne dass dabei ein erkennbares Gesundheitsrisiko mit<br />
schädlichen Auswirkungen besteht (UBA 2012, BFR 2008a). Aufgrund der langen<br />
Halbwertszeiten von 2,3,7,8-TCDD und ähnlicher Verbindungen im Menschen kam<br />
das SCF zu dem Schluss, dass sich eine tolerierbare Aufnahme besser auf Basis<br />
einer wöchentlichen (anstelle einer täglichen) Aufnahmemenge ausdrücken lässt<br />
(SCF 2001). Einen Überblick über die geschätzten Aufnahmenmengen an Dioxinen<br />
und dioxinähnlichen PCB für den sogenannten „Durchschnitts-“ oder „Vielverzehrer“<br />
findet sich in einer Informationsbroschüre vom Bundesinstitut für Risikobewertung<br />
(BFR 2010). Auch wenn durch kurzzeitige Überschreitungen des TDI keine<br />
gesundheitlichen Beeinträchtigungen für den Konsumenten zu erwarten sind, sollte<br />
grundsätzlich die Dioxin- und PCB-Aufnahme des Verbrauchers über die Nahrung<br />
möglichst gering gehalten werden. Dies soll durch die festgelegten Höchstgehalte in<br />
53
Schrifttum<br />
Futter- und Lebensmitteln sichergestellt werden (BFR 2008a, BFR 2009), d. h. bei<br />
Überschreitungen sind auch noch keine klinischen Effekte zu erwarten. Diese Werte<br />
dienen primär der Eintragsminimierung und haben nichts mit der akuten Auslösung<br />
von toxischen Effekten zu tun.<br />
Die Frauenmilch weist einen hohen Fettgehalt auf und eignet sich somit als Indikator<br />
für die Belastungssituation des Menschen (UBA 2012). Sinkende Dioxin- sowie dl-<br />
PCB-Gehalte in den untersuchten Frauenmilchproben zeigen, dass die<br />
Belastungssituation in den letzten Jahrzehnten kontinuierlich abgenommen hat. Im<br />
Jahr 2009 enthielten die Proben ungefähr 80 % geringere Dioxingehalte als die<br />
Proben aus dem Jahr 1990. Für die dioxinähnlichen PCB zeigten<br />
Untersuchungsergebnisse aus den Jahren 2001 – 2009 ebenfalls abnehmende<br />
Gehalte (BFR 2011). Das UBA geht 2012 von einem etwas geringeren Rückgang<br />
aus und beschreibt, dass die Dioxingehalte seit Ende der 1980er Jahren in den<br />
untersuchten Frauenmilchproben nur um 60 % gesunken sind. Obwohl die Belastung<br />
in der Umwelt und in den Nahrungsmitteln zurückgegangen ist, ist dennoch eine<br />
weitere Reduktion der Dioxin- und PCB-Exposition angezeigt, da die TDI – wie<br />
bereits oben beschrieben – nach wie vor überschritten wird (BFR 2010, KÖRNER<br />
2006).<br />
2.4.4 Situation in der Elbtalaue<br />
Bei Hochwassersituationen werden weite Bereiche der Flussauen überflutet. Dabei<br />
können sich Schwebstoffe und daran anhaftende Schadstoffe in diesen Bereichen<br />
absetzen, so dass landwirtschaftlich genutzte Flächen mit schwebstoffgebundenen<br />
Schadstoffen belastet werden können und somit das Risiko eines Eintrages in die<br />
Futtermittel- und Lebensmittelkette besteht (BÜTTNER und KRÜGER 2000, HEISE<br />
et al. 2007). Besonderes Interesse gilt dabei häufig überschwemmten, sogenannten<br />
aktiven Flussauen, die landwirtschaftlich genutzt werden (HEISE et al. 2007). Das<br />
Einzugsgebiet der Elbe weist aufgrund historischer Einträge eine erhöhte<br />
Schadstoffbelastung auf, die sich insbesondere in den kontaminierten Sedimenten<br />
widerspiegelt. Diese Sedimente sind vor allem dann von Belang, wenn sie die an<br />
ihnen anhaftenden Schadstoffe remobilisieren bzw. transportieren und dies in der<br />
Folge einen Schadstoffeintrag in den Flussauen nach sich zieht (HEISE et al. 2005,<br />
54
Schrifttum<br />
HEISE et al. 2007). Neben anorganischen Schadstoffen kommt in der Elbtalaue auch<br />
den Dioxinen und dioxinähnlichen PCB eine große Bedeutung zu (ANONYM 2012b,<br />
LWK 2012). Zwar sind die Eintragsquellen mittlerweile unterbunden, dennoch<br />
werden weiterhin kontaminierte Sedimente über das Wasser transportiert (SCHULZ<br />
et al. 1993). Die Ernte der im Deichvorland wachsenden Biomasse birgt die Gefahr,<br />
dass diese Schadstoffe – gebunden an Sedimenten oder Bodenpartikeln – in das<br />
Erntegut gelangen und so in die Futtermittel der Tiere gelangen (HEUER et al. 2011).<br />
STACHEL et al. (2006) stellten im Rahmen ihrer Untersuchungen bezüglich der<br />
Belastung von Futtermitteln an der Elbe fest, dass über 40 % der dortigen Flächen<br />
lediglich eingeschränkt nutzbar sind. Die Beweidung auf den betroffenen Flächen<br />
kann zu erhöhten Dioxinaufnahmen der Tiere und dadurch zu hohen Gehalten in den<br />
von ihnen gewonnenen Lebensmitteln führen – in verstärktem Ausmaß, wenn die<br />
Tiere Zugang zur Elbe oder zu sogenannten Bracks haben (SCHULZ 2004/2005b).<br />
Als Bracks werden Wassertümpel oder verlandete Altarme der Elbe bezeichnet, in<br />
denen sich über das ganze Jahr hinweg Wasser befindet (LWK 2011a). Zahlreiche<br />
Untersuchungsergebnisse aus dem Gebiet der Elbtalaue zeigten, dass die<br />
Gewinnung von Grundfuttermitteln auf den Vordeichflächen mit dem Risiko,<br />
Höchstgehalte zu überschreiten, einhergeht. Zudem können auch Lebensmittel von<br />
Tieren (Rinder, Schafe), die Futtermittel von Vordeichflächen erhielten oder diese<br />
Flächen beweideten, Dioxingehalte aufweisen, die die zulässigen Höchstgehalte<br />
überschreiten und so nicht mehr verzehrs- und verkehrsfähig sind (GUDE 2008,<br />
GUDE et al. 2008, KAMPHUES et al. 2011, KAMPHUES und SCHULZ 2006,<br />
KRÜGER et al. 2011, SCHULZ et al. 2004, SCHULZ et al. 2005a + b, SCHULZ<br />
2004/2005a + b, SCHULZ 2005, STACHEL et al. 2006, STACHEL et al. 2011).<br />
Einige in der Elbtalaue angesiedelte Betriebe sind als sogenannte „Risikobetriebe“<br />
eingestuft. Für diese gelten besondere Auflagen: So müssen sowohl die<br />
Vermarktung aller Rinder im Alter von 18 Monaten oder älter als auch die<br />
Schlachtung aller Tiere (auch < 18 Monate) bei dem zuständigen Veterinäramt<br />
gemeldet werden. Des Weiteren sind die Lebern der Rinder auf dem Schlachthof zu<br />
verwerfen, es sei denn, es liegen „negative Analysebefunde“ für Dioxine und dl-PCB<br />
der einzelnen Lebern vor. Für Betriebe, die fast ausschließlich Vordeichflächen<br />
55
Schrifttum<br />
bewirtschaften und folglich ein höheres Risiko aufweisen, können weitere Auflagen<br />
hinzukommen. Hier darf den Rindern kein Zugang zur Elbe, zu den Bracks oder<br />
abflusslosen Senken ermöglicht werden; es kann auch angeordnet werden, dass alle<br />
Schlachtkörper auf ihren Dioxin- und dl-PCB-Gehalt zu untersuchen sind, wobei in<br />
einem solchen Fall der Betrieb selbst die Kosten tragen muss (ANONYM 2012b).<br />
Trotz der Kenntnis über die belasteten Böden sollte den in betroffenen Regionen<br />
wirtschaftenden Betrieben eine weitere Nutzung ermöglicht werden, um wichtige<br />
Naturschutzgebiete sowie eine gesunde Kultur- und Wirtschaftsstruktur zu erhalten<br />
(SASSEN 2006). Zudem ist zu erwähnen, dass es sich bei den Außendeichflächen<br />
vorwiegend um gepachtete Flächen handelt, die dem Land Niedersachsen gehören<br />
und durch das Domänenamt in Stade verpachtet werden (LWK 2011a; ENDE 2013,<br />
persönliche Mitteilung). Die Pachtbedingungen schreiben vor, dass die Flächen<br />
mindestens einmal jährlich genutzt werden müssen. Da ein Teil der Flächen jedoch<br />
nicht mähfähig ist, bleibt den Landwirten hier nur eine Nutzungsmöglichkeit durch<br />
Beweidung (LWK 2011a).<br />
2.5 Minimierung des Eintrages von PCDD/F und dl-PCB in die Nahrungskette<br />
Auch in den kommenden Jahren werden die Futtermittel weiterhin nicht frei von<br />
Dioxinen sein (TAUBE und KAMPHUES 2009), außerdem wird in den Aufwüchsen<br />
von Grünlandflächen belasteter Standorte weiterhin mit höheren Dioxingehalten<br />
gerechnet werden müssen. Es kann davon ausgegangen werden, dass Futtermittel<br />
von belasteten Standorten – selbst wenn diese Schadstoffgehalte unterhalb des<br />
futtermittelrechtlichen Höchstgehaltes aufweisen – bei einer längeren Fütterung der<br />
Tiere das Risiko der Höchstgehaltüberschreitung in den von ihnen gewonnenen<br />
Lebensmitteln birgt. Hintergrund dieser Annahme ist, dass es aufgrund der<br />
Akkumulation dieser Stoffe bei einer Versorgung der Tiere mit kontaminierten<br />
Futtermitteln über eine längere Zeit zu einer Anreicherung in den Organen und in der<br />
Muskulatur, d. h. im Fleisch dieser Tiere führt (LWK 2010). Die Verantwortung für die<br />
Sicherstellung der Futtermittel- und Lebensmittelqualität – d. h., dass die<br />
Höchstgehalte eingehalten werden – liegt aufgrund der gesetzlichen<br />
Rahmenbedingungen einzig und allein beim Landwirt (LWK 2010, 2011).<br />
56
Schrifttum<br />
In den vergangenen Jahren wurde die Bedeutung dioxinbelasteter Böden für die<br />
Futtermittel- und Lebensmittelsicherheit in verschiedenen Projekten unter Mitwirkung<br />
des Instituts für Tierernährung der Stiftung Tierärztliche <strong>Hochschule</strong> <strong>Hannover</strong><br />
untersucht. Als Modellregion für belastete Standorte wurde der Fokus auf die<br />
elbangrenzenden Überschwemmungsflächen gelegt. Im Rahmen dieser<br />
Untersuchungen konnten Ansätze für eine weitere Grünlandnutzung belasteter<br />
Standorte geschaffen werden, die für eine Lebensmittelproduktion in Frage kommen<br />
könnten. So ließen sich diese Flächen beispielsweise für eine Mutterkuh-<br />
/Mutterschafhaltung zur Kälber-/Lämmerproduktion nutzen, bei der die Kälber/-<br />
Lämmermast auf unbelasteten Standorten erfolgte (KAMPHUES und SCHULZ<br />
2006). Die Schlachtung der Mutterkühe, die zeitlebens Außendeichflächen der Elbe<br />
beweideten, geht dagegen mit einem hohen Risiko der Höchstgehaltüberschreitung<br />
bei den von ihnen gewonnenen Lebensmitteln einher, so dass von einer<br />
Vermarktung abzusehen ist. Eine Beweidung der Deiche selbst – d. h. ohne Nutzung<br />
der Vordeichflächen – mit Schafen gilt hingegen als möglich, sofern dafür Sorge<br />
getragen wird, dass die Lebern dieser Schlachttiere verworfen werden und nicht in<br />
die Lebensmittelkette gelangen (GUDE 2008, LWK 2010).<br />
Seit dem Jahr 2008 ist in der Elbregion von Schnackenburg bis Geesthacht eine<br />
landwirtschaftliche Spezialberatung der Landwirtschaftskammer Niedersachsen tätig,<br />
um vor Ort den Landwirten in der Erzeugung sicherer und hochwertiger Futter- und<br />
Lebensmittel beratend zur Seite zu stehen (LWK 2012a). Von der<br />
Landwirtschaftskammer Niedersachsen sind in den letzten Jahren zudem<br />
Merkblätter entwickelt und veröffentlicht worden, die Empfehlungen zum Umgang mit<br />
potentiell belasteten Flächen enthalten. Eine Übersicht über die herausgegebenen<br />
Merkblätter findet sich beispielsweise in dem Merkblatt „Bewirtschaftung von<br />
schadstoffbelasteten Standorten in Niedersachsen“ (LWK 2011) bzw. auf der<br />
Internetseite der Landwirtschaftskammer Niedersachsen (www.lwkniedersachsen.de).<br />
Diese Empfehlungen gelten mittlerweile als die „gute fachliche<br />
Praxis der verschmutzungsarmen Futternutzung“ bei der Bewirtschaftung von<br />
Grünland in der Elbtalaue (LWK 2010).<br />
57
Schrifttum<br />
Dass diese Bewirtschaftungsempfehlungen in der Praxis bislang auch mehr oder<br />
weniger erfolgreich umgesetzt werden, zeigt sich darin, dass in dem deutlich<br />
größeren Anteil der untersuchten Futtermittel- und Lebensmittelproben die EU-weit<br />
geltenden Höchstgehalte eingehalten werden (LWK 2011).<br />
2.6 Färsenvornutzung<br />
Das Produktionsverfahren der Färsenmast – eine besondere Form der<br />
Rindfleischproduktion ohne Gewinnung von Milch als Lebensmittel – findet sich in<br />
der Regel in Grünlandbetrieben, und zwar vorwiegend im norddeutschen Raum. In<br />
einigen Betrieben erfolgt diese Färsenmast mit einer sogenannten „Vornutzung“<br />
(SCHMITTER 1976, PABST 2011). Dabei bringen die jungen weiblichen Rinder (vor<br />
der ersten Abkalbung auch Färsen genannt) lediglich ein einziges Kalb zur Welt<br />
(GRANZ 1985, SCHMITTER 1976, TVT 2007, PABST 2011). Nach der Abkalbung<br />
wird das Kalb entweder direkt im Anschluss an die Biestmilchperiode abgesetzt oder<br />
aber erst nach zwei bis fünf Monaten, in denen die junge Mutterkuh noch für die<br />
Kälberaufzucht genutzt wird (SCHMITTER 1976). Nach dem Absetzen des Kalbes<br />
schließt sich eine „Ausmast“ der so vorgenutzten Färse an (PABST 2011). Ein<br />
entscheidender Vorteil dieser besonderen Form der Färsenmast liegt darin, dass die<br />
weibliche Nachzucht (Kälber) der Bestandsremontierung (nächste Generation<br />
Färsen) dient, somit also lediglich 50 % des Tierbestandes zugekauft werden muss.<br />
Die männlichen Kälber werden hingegen zur Jungrindermast verkauft. Das in der<br />
Färsenvornutzung und -mast gewonnene Rindfleisch erfüllt dabei hohe<br />
Qualitätsansprüche (SCHMITTER 1976). Dennoch wird das Fleisch einer<br />
vorgenutzten Färse nicht mehr in die Rindfleisch-Handelsklasse „Färse“ eingestuft.<br />
So ist in der VO (EG) Nr. 1234/2007 (ANONYM 2007) festgelegt, dass vorgenutzte<br />
Färsen auf dem Schlachthof in die „Kategorie D“ eingeordnet werden müssen, da<br />
diese sich durch „Schlachtkörper weiblicher Tiere, die bereits gekalbt haben“<br />
definiert. Das heißt, das Fleisch wird als „Kuhfleisch“ gehandelt. In der Regel erzielt<br />
Kuhfleisch einen geringeren Preis als Färsenfleisch. Da die Preise aber nicht stabil<br />
sind und auch ein gewisser Spielraum in der Preisgestaltung auf dem Schlachthof<br />
nicht unüblich ist, wird dem Fleisch von vorgenutzten Färsen ein „Qualitätszuschlag“<br />
58
Schrifttum<br />
zugesprochen. So wird mit dem Schlachtkörper einer vorgenutzten Färse in der<br />
Regel ein höherer Erlös erzielt als bei Schlachtung einer „Mutter-/Altkuh“.<br />
2.7 Aufgabenstellung<br />
Wie bereits vorher beschrieben, führt die Elbe große Mengen sedimentgebundener<br />
Dioxine mit sich. Durch die mehr oder weniger regelmäßigen Überschwemmungen<br />
erfolgt ein Dioxineintrag auf das angrenzende Grünland. Untersuchungen der letzten<br />
Jahre zeigten, dass die landwirtschaftliche Nutzung exponierter Grünlandflächen<br />
über eine Futtermittelgewinnung und/oder Beweidung mit dem Risiko einhergeht,<br />
Höchstgehalte zu erreichen bzw. zu überschreiten. Zum einen birgt die Gewinnung<br />
von Grundfuttermitteln (Grassilage, Heu) auf den Flächen im Deichvorland das<br />
Risiko einer Überschreitung der EU-weit gültigen Höchstgehalte für Futtermittel. Zum<br />
anderen ist bekannt, dass eine Beweidung durch Wiederkäuer (Rinder, Schafe) dazu<br />
führen kann, dass die zulässigen Höchstgehalte in den Produkten dieser Tiere<br />
(Muskulatur, Leber, Milch) nicht eingehalten werden. Dies wäre mit einem<br />
Verfütterungsverbot bzw. mit dem Ausschluss der tierischen Produkte aus der<br />
Lebensmittelkette verbunden.<br />
Mit dem vorliegenden Feldversuch sollte der Frage nachgegangen werden, ob eine<br />
Nutzung dioxinexponierter Grünlandflächen – sowohl durch Beweidung als auch<br />
durch Grundfuttermittelgewinnung – dennoch in Einklang mit der Produktion von<br />
„sicherem“ Rindfleisch zu bringen ist. Für die durchgeführten Untersuchungen wurde<br />
ein Betrieb ausgewählt, der standortbedingt von Risiken einer<br />
Höchstgehaltüberschreitung betroffen ist: Dieser weist Grünlandflächen im<br />
Elbdeichvorland auf, die der Grundfuttermittelgewinnung (Silage) und Beweidung<br />
dienen.<br />
Die Hypothese dieser Arbeit lautete: Ersetzt man eine geraume Zeit vor der<br />
Schlachtung der Tiere das potentiell dioxinkontaminierte Futter durch gesichert<br />
unbelastete Futtermittel, so ist es möglich, die Dioxinbelastung von Schlachttieren<br />
soweit zu senken, dass ein für den Verbraucher absolut „sicheres“ Rindfleisch<br />
gewonnen werden kann (d. h. mit Dioxingehalten unterhalb des Höchstgehaltes).<br />
Diese „Dioxinlastminderung“ sollte dabei durch folgende Effekte erreicht werden:<br />
59
Schrifttum<br />
• Die Ausmast erfolgt ausschließlich mit unbelastetem Futter, so dass keine<br />
weitere Dioxinexposition stattfindet und neues „unbelastetes“ Fettgewebe im<br />
Tierkörper gebildet wird.<br />
• Es wird ein „Verdünnungseffekt“ genutzt, da sich die Menge der bereits im<br />
Tierkörper akkumulierten Dioxine am Ende der Ausmast<br />
(Körpermassenzunahme, d. h. Körperfettzunahme) auf eine insgesamt<br />
größere Fettgewebsmasse verteilt.<br />
• Ein Teil der Dioxine wird während der Laktation über die Milch ausgeschieden.<br />
Als Konzept diente eine besondere Form der Färsenvornutzung: Die weiblichen<br />
Jungrinder (Färsen) sollten dabei ein Kalb zur Welt bringen. Nach dieser ersten und<br />
einzigen Abkalbung bzw. einige Monate vor ihrer Schlachtung wurden die jungen<br />
Mutterkühe – dann auch als „vorgenutzte Färsen“ bezeichnet – bis zum Erreichen<br />
eines „üblichen“ Schlachtgewichtes ausschließlich mit unbelastetem Futter versorgt.<br />
Diese Ausmast mit unbelasteten Futtermitteln erstreckte sich über einen Zeitraum<br />
von mehreren Monaten. Die Kälber liefen von Geburt an „bei Fuß“ und nahmen bei<br />
ihren Muttertieren entsprechend Milch auf. Da es sich um einen Feldversuch<br />
handelte und das Konzept zudem auf seine Tauglichkeit in der Praxis bewertet<br />
werden sollte, führten „Abweichungen“ innerhalb des Konzeptes nicht zu einem<br />
Ausschluss der Tiere aus dem Versuch. So wurden Färsen, die kein Kalb zur Welt<br />
brachten (z. B. aufgrund einer Totgeburt) dennoch im Rahmen der Untersuchungen<br />
weiter verfolgt und die daraus gewonnenen Daten in der Auswertung mit<br />
berücksichtigt.<br />
Der Einsatz von dioxinbelasteten Futtermitteln im Rahmen eines Fütterungsversuchs<br />
wurde durch eine Ausnahmegenehmigung gemäß § 69 Lebensmittel- und<br />
Futtermittelgesetzbuch (LFGB) in Verbindung mit Art. 3 Abs. 2 der Verordnung (EG)<br />
Nr. 1831/2003 von Seiten des Niedersächsischen Landesamtes für<br />
Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit (LAVES) ermöglicht.<br />
60
Material und Methoden<br />
3 Material und Methoden<br />
Direkt zu Anfang sei darauf hingewiesen, dass die vorliegenden Untersuchungen als<br />
Fortsetzung der vorangegangenen Arbeiten von SCHULZ (2005) und GUDE (2008)<br />
zu verstehen sind und auf den dadurch gewonnenen Ergebnissen und Erkenntnissen<br />
basieren. Vor diesem Hintergrund könnten sich in den folgenden Kapiteln<br />
möglicherweise Ähnlichkeiten – beispielsweise bei den Probenahmeverfahren – mit<br />
diesen Arbeiten ergeben.<br />
3.1 Tiere<br />
Untersucht wurden drei Gruppen von Färsen eines Betriebes mit jeweils<br />
unterschiedlichen Tierzahlen (n = 26, n = 9, n = 16), die das oben beschriebene<br />
Konzept durchlaufen sollten. Des Weiteren wurden von einigen anderen Tieren aus<br />
dem Versuchsbetrieb sowie von zwei totgeborenen Kälbern Proben genommen,<br />
Daten erhoben und die Ergebnisse mit ausgewertet (siehe 3.1.4).<br />
3.1.1 Erste Gruppe von Färsen (F I)<br />
Die erste Gruppe von Färsen (F I) bestand aus 26 Tieren (F I 1/26 - 26/26). Ein<br />
Großteil der Tiere stammte aus betriebseigener Nachzucht und lebte seit jeher auf<br />
dem hiesigen Versuchsbetrieb. Fünf der 26 Tiere (F I 8/26, 9/26, 12/26, 23/26, 26/26)<br />
wurden in bereits tragendem Zustand aus Bayern zugekauft und lebten nur die<br />
letzten 1 bis 1,5 Lebensjahre auf diesem Betrieb. Bei diesen Färsen existierte keine<br />
Kenntnis über eine mögliche Vorbelastung. Die aus Bayern stammenden Färsen<br />
gehörten der Rasse Aberdeen Angus an, die betriebseigenen Färsen waren<br />
Kreuzungstiere verschiedener Rassen – vorwiegend aus Deutsch Angus und Blonde<br />
d`Aquitaine, aber auch weiteren Rassen. Jedes Tier aus dieser ersten Färsengruppe<br />
brachte ein Kalb zur Welt und säugte dieses über einen Zeitraum von mehreren<br />
Monaten (ca. 5 - 7 Monate).<br />
3.1.2 Zweite Gruppe von Färsen (F II)<br />
Die zweite Gruppe (F II) bestand aus 9 Färsen (F II 1/9 - 9/9). Ein Tier (F II 4/9) der<br />
Gruppe wurde nicht tragend, bei einem anderen Tier (F II 1/9) war eine Totgeburt zu<br />
61
Material und Methoden<br />
verzeichnen. Diese beiden Tiere wiesen folglich keine Laktation auf, verblieben aber<br />
dennoch im Versuch (praxisnahe Bedingungen: es kommt immer einmal vor, dass<br />
eine Kuh nicht tragend wird oder verkalbt). Die Färsen dieser Fütterungsgruppe<br />
stammten alle aus der betriebseigenen Nachzucht und waren somit Kreuzungstiere<br />
(siehe 3.1.1). Sie lebten von Geburt an auf dem Versuchsbetrieb. Mit Ausnahme der<br />
zwei oben erwähnten Färsen wiesen die Tiere eine mehrmonatige Laktation auf (ca.<br />
5 bis 7,5 Monate).<br />
3.1.3 Dritte Gruppe von Färsen (F III)<br />
Diese Gruppe umfasste insgesamt 16 Färsen (F III 1/16 - 16/16), allesamt<br />
betriebseigene Nachzuchten (siehe 3.1.1). Ein Tier (F III 2/16) stellte sich als Zwitter<br />
heraus, 4 Tiere (F III 1/16, 3/16, 4/16, 13/16) hatten Totgeburten 1) . Somit wiesen<br />
diese 5 Färsen in den nachfolgenden Wochen keine Laktation auf. Das Kalb einer<br />
weiteren Färse (F III 10/16) verendete im Alter von 8 Wochen (trotz tierärztlicher<br />
Versorgung) aufgrund einer schweren Magen-Darm-Erkrankung. Jedoch konnte bei<br />
dem Muttertier 12 Wochen p. p. die Probenahme der „reifen Milch“ erfolgen, so dass<br />
nicht ausgeschlossen werden konnte, dass die Färse nach dem Verenden des<br />
eigenen Kalbes andere Kälber der Gruppe gesäugt hat. Abgesehen von den hier<br />
gesondert aufgezählten Tieren laktierten die Färsen – wie auch schon die Tiere aus<br />
F I und F II – über einen Zeitraum von mehreren Monaten (ca. 5 – 7 Monate).<br />
1) Die totgeborenen Kälber waren allesamt vollständig entwickelt und wiesen keinerlei<br />
Anzeichen von Missbildungen auf. Die Gründe für die Totgeburten waren<br />
verschieden: In einem Fall war dies durch ein „Übertragen“ bedingt, bei einer<br />
anderen Färse konnte eine Schwergeburt (Hinterendlage) als Ursache erhoben<br />
werden. Eine weitere Färse verkalbte, nachdem eine große Unruhe in der Herde<br />
aufkam, bei der es mehrfach zu Hornstößen gegen das Abdomen dieser Färse kam.<br />
Dies wird auch als Grund für die vierte Totgeburt vermutet, konnte jedoch nicht<br />
beobachtet werden.<br />
62
Material und Methoden<br />
3.1.4 Weitere Tiere des Versuchsbetriebs<br />
Färse F 0 (n = 1):<br />
Hierbei handelte es sich um eine betriebseigene Färse (F 0), die zusammen mit den<br />
Tieren aus der Gruppe F I untergebracht war. Dieses Tier wurde nach der Geburt<br />
des ersten und einzigen Kalbes und einer Laktationsdauer von ca. 3 Monaten<br />
geschlachtet.<br />
Altkühe AK 1 - AK 6:<br />
Die Altkühe (AK 1 - 6; n = 6) verbrachten ihr gesamtes Leben auf dem<br />
Versuchsbetrieb, brachten im Durchschnitt 5 Kälber zur Welt und laktierten jeweils<br />
über mehrere Monate. Die Kühe waren am Tag ihrer Schlachtung 7 (n = 5) bzw. 8<br />
Jahre (n = 1) alt.<br />
Absetzer A (n = 1):<br />
Dieses weibliche Tier stammte aus der betriebseigenen Nachzucht. Es wurde<br />
aufgrund einer Fehlstellung der Gliedmaßen in einem Alter von 7 Monaten<br />
geschlachtet. Vor dem Absetzen verbrachte es die ersten ca. 5,5 Lebensmonate<br />
zusammen mit dem Muttertier im Stall.<br />
Zudem wurden von zwei totgeborenen Kälbern (T 1 und T 2) von den Färsen der<br />
dritten Gruppe (F III) Proben entnommen. Sie wiesen ein vollständiges<br />
Entwicklungsstadium auf und zeigten keine Anzeichen von Missbildungen.<br />
3.2 Fütterung und Haltung<br />
Das Grundprinzip dieser Arbeit basierte auf einem besonderen Fütterungsregime der<br />
Färsen vor und nach ihrer ersten Abkalbung. Aufgrund des Betriebstandortes waren<br />
die Tiere einer besonderen Dioxinbelastung ausgesetzt: Sie verbrachten die<br />
Sommermonate auf den Vordeichflächen an der Elbe und wurden im Winter im Stall<br />
mit Grassilage versorgt, die auf Überschwemmungsflächen gewonnen wurde. Nach<br />
der Geburt des ersten und einzigen Kalbes bzw. mehrere Monate vor ihrer<br />
Schlachtung wurden die Tiere dann ausschließlich im Stall gehalten und mit<br />
63
Material und Methoden<br />
unbelastetem Futter versorgt. In den nachfolgenden Kapiteln wird auf die<br />
angebotenen Futtermittel und die jeweiligen Haltungsbedingungen der Tiere näher<br />
eingegangen.<br />
3.2.1 Fütterung und Futtermittel<br />
Als Futtergrundlage dienten die „üblichen“ Grundfuttermittel in der Rinderhaltung.<br />
Während der Stallperiode kamen Grassilagen (und in geringen Mengen Heu) zum<br />
Einsatz – bzw. während der Ausmast dann die „Maisration“ auf Basis von Maissilage<br />
(siehe 3.2.1.2). Während der Weidezeit stand den Tieren nahezu ausschließlich<br />
Weideaufwuchs zur Verfügung: Ein geringes Angebot von Trockenschnitzel diente<br />
der Vertrautheit zum Tierhalter, zudem bestand die Möglichkeit zur freien<br />
Mineralfutteraufnahme (s. u.).<br />
Zur Durchführung des Fütterungskonzeptes wurden die Futtermittel in zwei Gruppen<br />
eingeteilt: Potentiell dioxinbelastete Futtermittel (bel. FM) und „dioxinunbelastete“<br />
Futtermittel (unbel. FM). Wie bereits oben beschrieben wurde im Hinblick auf die<br />
Dioxinbelastung in den Futtermitteln ein besonderes Fütterungsregime angewandt,<br />
das sich im Wesentlichen wie folgt darstellte:<br />
Abbildung 4: Grundsätzliches Fütterungskonzept im vorliegenden Versuchsmodell<br />
Vor der Futterumstellung wurden die Färsen während der „Stallperiode“ in den<br />
Wintermonaten mit Grassilagen versorgt, die von betriebseigenen Flächen im<br />
Vordeichbereich gewonnen wurden und somit als potentiell belastet galten. In den<br />
64
Material und Methoden<br />
Sommermonaten („Weideperiode“) wurden die Vordeichflächen beweidet, so dass<br />
hier der potentiell dioxinkontaminierte Weideaufwuchs als Nahrungsgrundlage<br />
diente. Während des Weideganges musste zudem damit gerechnet werden, dass die<br />
Tiere im Rahmen der Futteraufnahme auch Bodenanteile und „bodennahe Matrix“<br />
aufnahmen. Diese bodennahe Matrix stellt ein Material aus abgestorbenen<br />
Pflanzenteilen, Resten von Exkrementen sowie aus sich zersetzendem organischen<br />
Material dar, das direkt dem Boden aufliegt (GUDE 2008, GUDE et al. 2008,<br />
SCHULZ 2004/2005a, SCHULZ 2005, TAUBE und KAMPHUES 2009). Mehrere<br />
Monate vor der Schlachtung der Tiere erfolgte dann die Umstellung auf gesichert<br />
unbelastetes Futter. Ein Mineralfutter stand den Tieren entweder über eine<br />
Eimerleckmasse (Weide) zur Verfügung oder wurde über den Futtermischwagen der<br />
Ration (Stallhaltung) direkt zugesetzt.<br />
Futterumstellung bei den einzelnen Tiergruppen<br />
Die Gegebenheiten auf dem Betrieb, bzw. die Gruppenhaltung der Tiere, ließen<br />
keine individuelle Futterumstellung zu, so dass die Futterumstellung (bel. FM <br />
unbel. FM) stets gruppenweise (siehe Färsengruppen F I – III) vorgenommen wurde.<br />
F I:<br />
Die Futterumstellung erfolgte für die Färsen dieser Gruppe, nachdem alle ihr Kalb zur<br />
Welt gebracht hatten. In Abhängigkeit vom Zeitpunkt ihrer Schlachtung wurden die<br />
Tiere über einen Zeitraum von 3 (n = 7), 3,5 (n = 8), 4 (n = 4), 5 (n = 4), 5,5 (n = 2)<br />
bzw. 10 (n = 1) Monaten ausschließlich mit unbelastetem Futter versorgt.<br />
Abbildung 5: Fütterungsregime der Gruppe F I<br />
65
Material und Methoden<br />
F II:<br />
Bei der zweiten Gruppe von Färsen wurde die Fütterung bereits ca. 7 Wochen vor<br />
den Abkalbungen umgestellt, da die Dioxingehalte in den Futtermitteln eine<br />
Ausnahmegenehmigung erforderlich machten, die zunächst beantragt werden<br />
musste (siehe 5.2.2). In den ersten Wochen nach der Umstellung kam zunächst eine<br />
unbelastete Grassilage zum Einsatz. Zur Ausmast der Tiere (nach der Abkalbung)<br />
diente dann die Maisration. Je nach Schlachtdatum bekamen die Färsen also über<br />
5 (n = 1), 7 (n = 4) bzw. 9,5 (n = 4) Monate unbelastetes Futter.<br />
Abbildung 6: Fütterungsregime der Gruppe F II<br />
F III:<br />
Die dritte Gruppe wurde vor der Futterumstellung unterteilt. Nachdem die meisten<br />
Tiere abgekalbt hatten, wurden die noch zur Abkalbung ausstehenden 3 Färsen (F<br />
III 10/16, 12/16 und 13/16) von der Gruppe abgesondert, um ihnen die Möglichkeit<br />
zu geben, in Ruhe abzukalben und die „Hauptgruppe“ bereits mit unbelasteten<br />
Futtermitteln zu versorgen. Der Futterwechsel in diesen beiden Untergruppen fand<br />
nach den Abkalbungen statt – allerdings mit einer Ausnahme: F III 13/16. Dieses Tier<br />
wurde 7 Tage vor der Abkalbung (Totgeburt) umgestellt. Je nach Schlachttermin<br />
kamen also hier vor der Schlachtung 2,75 (n = 4), 4,5 (n = 3), 5 (n = 4) bzw. 5,75<br />
(n = 5) Monate unbelastete Futtermittel zum Einsatz.<br />
66
Material und Methoden<br />
Abbildung 7: Fütterungsregime der Gruppe F III<br />
Färse F 0:<br />
Diese Färse wurde zusammen mit den Tieren aus der ersten Gruppe (F I) gehalten,<br />
jedoch erfolgte die Schlachtung noch bevor die Gruppe mit unbelasteten<br />
Futtermitteln versorgt wurde (Grund: Umfangsvermehrung im Halsbereich). Folglich<br />
bekam das Tier bis zum Tag der Schlachtung belastetes Futter. Es nahm also die<br />
Rolle als „Kontrolltier“ ein, an dem die Dioxinbelastung der Färsen ohne Absetzen<br />
des belasteten Grundfutters veranschaulicht werden sollte.<br />
Altkühe AK 1 - 6:<br />
Die sechs Altkühe lebten seit jeher auf dem Versuchsbetrieb. Sie verbrachten die<br />
Sommermonate im Deichvorland und wurden während der Wintermonate mit<br />
betriebseigenen Grassilagen aus dem Vordeichbereich versorgt. Bevor diese älteren<br />
Mutterkühe zum Schlachthof gebracht wurden, erhielten sie über einen Zeitraum von<br />
5,5 Monaten unbelastetes Futter (Maisration).<br />
Absetzer A:<br />
Anfangs erfolgte dessen Versorgung auf der Basis potentiell dioxinkontaminierter<br />
Milch (das Muttertier stammte aus dem hiesigen Betrieb). Etwa 3,5 Monate vor der<br />
Schlachtung (Schlachtalter: 7 Monate) wurde das Tier nur noch mit unbelasteten<br />
Futtermitteln versorgt, wobei es bis ca. 1,5 Monate vor dem Schlachttermin<br />
weiterhin die Möglichkeit hatte, beim Muttertier zu trinken. Das Muttertier wurde<br />
67
Material und Methoden<br />
jedoch während dieser 2 Monate (Futterumstellung auf unbelastete Futtermittel bis<br />
zum Absetzen des Tieres) mit unbelasteten Futtermitteln versorgt.<br />
3.2.1.1 Potentiell belastete Futtermittel<br />
Als potentiell belastet angesehen wurden (aufgrund der standortspezifischen<br />
Dioxinbelastung):<br />
• Grassilagen, die aus dem Deichvorland der Elbe gewonnen wurden und<br />
• Weideaufwuchs von den Vordeichflächen der Elbe.<br />
3.2.1.2 Unbelastete Futtermittel<br />
Folgende unbelastete Futtermittel kamen nach der Futterumstellung zum Einsatz, die<br />
allesamt auf unbelasteten Standorten gewonnen wurden:<br />
• Grassilage von einem unbelasteten Standort (Binnendeichbereich) und eine<br />
• „Maisration“ auf Basis von Maissilage mit den weiteren Bestandteilen:<br />
Erbsensilage, Grassamenstroh und mineralisiertes Kraftfutter aus<br />
Weizenschrot (ca. 49 %), Soja- bzw. Rapsextraktionsschrot (ca. 49 %) und<br />
Mineralfutter (ca. 2 %).<br />
3.2.2 Haltung der Tiere<br />
Die Tiere wurden während des gesamten Versuchs in ihrer „Färsen- bzw.<br />
Fütterungsgruppe“ – hier F I, F II und F III – in einem Offenstall („Stallperiode“) bzw.<br />
auf der Weidefläche im Vordeichbereich der Elbe („Weideperiode“) gehalten.<br />
Abweichend hierzu wurden manche Färsen zeitweise auch außerhalb ihrer<br />
ursprünglichen Gruppen gehalten. Auf diese Abweichungen wird in folgenden<br />
Abschnitten näher eingegangen.<br />
Die Kälber der vorgenutzten Färsen liefen über mehrere Monate „bei Fuß“ und<br />
wurden von ihren jungen Mutterkühen gesäugt. Das Absetzen der Kälber erfolgte<br />
entweder durch den Verkauf der männlichen Kälber (Ausmast als Jungmastrinder auf<br />
unbelasteten Standorten) oder wenn die Mutterkuh zum Schlachthof gebracht wurde<br />
und ihr Kalb zunächst bei den restlichen Mutterkühen im Stall verblieb. Die<br />
68
Material und Methoden<br />
weiblichen Kälber dienten allesamt der Bestandsremontierung, d. h. sie bilden die<br />
Grundlage der zukünftigen Färsenvornutzung.<br />
Haltungsbedingungen im Stall („Stallperiode“):<br />
Während der Stallperiode waren die Tiere gruppenweise in Offenställen<br />
untergebracht. Als Einstreumaterial diente Stroh, das von einem unbelasteten<br />
Standort gewonnen wurde. Der Futtertisch wurde jeden Tag neu befüllt und das<br />
Futter mindestens zweimal täglich herangeschoben. Die Wasserversorgung im Stall<br />
war über mehrere Selbsttränken gesichert.<br />
Haltungsbedingungen auf der Weide („Weidesaison“:)<br />
In den Sommermonaten standen die Färsen auf der betriebseigenen Weidefläche im<br />
Elbdeichvorland. Die Fläche, die den Tieren dabei in den Jahren 2010 + 2011 zur<br />
Verfügung stand, wies jeweils zu Beginn der Weidesaison eine Größe von ca. 17 ha<br />
auf. Nach dem ersten Schnitt zur Grassilagegewinnung wurde die gemähte Fläche<br />
hinzugenommen, so dass sich die Weidefläche auf eine Gesamtfläche von ca. 27 ha<br />
vergrößerte. Im Sommer 2012 wurde die „Weidegruppe“ (siehe 3.2.2.3) der dritten<br />
Gruppe von Färsen von den anderen Tieren des Betriebs separiert. Sie weideten auf<br />
einem Areal, das anteilig zur Gewinnung von Grassilage diente. Der Weideauftrieb<br />
erfolgte erst nach Einholen des ersten Schnittes. Ein Teil der Weidefläche konnte<br />
aufgrund der Gegebenheiten vor Ort gar nicht gemäht werden (Bewuchs mit<br />
Büschen, unebenes Gelände in Nähe der Bracks). Die Weidefläche, auf der die<br />
F III „Weidegruppe“ den Sommer 2012 verbrachte, hatte eine Größe von insgesamt<br />
ca. 4 ha. Von diesen waren ungefähr 3 Hektar reines Grünland, der verbliebene<br />
Hektar wies Buschwerk und Bracks auf. Die Weidefläche grenzte direkt an die Elbe,<br />
die Tiere hatten über einen kleinen Sandstrand jederzeit direkten Zugang zum<br />
Elbwasser. Des Weiteren bestand für diese Färsen auch die Möglichkeit, Wasser aus<br />
zwei auf der Weide befindlichen Wasserstellen (Bracks) aufzunehmen. Diese<br />
„Tränkwasser-Versorgungssituation“ wurde bewusst toleriert, um ein „worst case-<br />
Szenario“ zu initiieren. Eine zusätzliche Tränkwasserversorgung bestand, wie bereits<br />
oben erwähnt, nicht. Sowohl die Fläche, die den Tieren in den Jahren 2010 und 2011<br />
69
Material und Methoden<br />
zur Beweidung zur Verfügung stand, als auch die kleinere Fläche im Jahr 2012<br />
wiesen jeweils höher und tiefer gelegene Areale auf. Der Aufwuchs war während der<br />
gesamten Weidesaison für die Versorgung der Tiere stets ausreichend, so dass<br />
keine Zufütterung erforderlich wurde – ausgenommen hiervon: Mineralfutter zur<br />
freien Aufnahme (Eimerleckmasse) und geringe Trockenschnitzel-Mengen.<br />
Die Haltungsbedingungen variierten jedoch für die drei Färsengruppen. In den<br />
Abschnitten 3.2.2.1 bis 3.2.2.3 wird auf die einzelnen Bedingungen näher<br />
eingegangen.<br />
3.2.2.1 Haltungsbedingungen F I<br />
Die Tiere dieser ersten Gruppe verbrachten zwei Weideperioden – in den Jahren<br />
2010 und 2011 – jeweils von Juni bis Oktober im Vordeichbereich der Elbe. Die<br />
übrige Zeit wurden sie im Stall gehalten. Eine Ausnahme hiervon stellten die 5 aus<br />
Bayern zugekauften Tiere dar: Diese kamen im bereits tragenden Zustand auf den<br />
Betrieb und weideten nur eine Saison auf der betriebseigenen Weidefläche (Juni bis<br />
Oktober 2011). Da die Abkalbungen der einzelnen Färsen zum Teil mehrere Wochen<br />
bzw. Monate auseinander lagen, wurde die Gruppe unterteilt: Eine Tiergruppe mit<br />
den etwas früheren Abkalbungsterminen (n = 16) und eine mit etwas späteren<br />
Abkalbungen (n = 9). Ein weiteres Tier der gleichen Gruppe kalbte so zeitversetzt,<br />
dass dieses anfangs (d. h. in den ersten Wochen nach Abkalbung) in einer weiteren,<br />
separierten Bucht stand. Die Buchten dieser Untergruppen befanden sich direkt<br />
nebeneinander im gleichen Stall – lediglich durch Metallgitter voneinander getrennt –<br />
so dass für alle Tiere der Gruppe F I nahezu identische Haltungs- und<br />
Fütterungsbedingungen vorlagen: das Futter, die Einstreu, die Wasserversorgung,<br />
etc. unterschieden sich nicht. Nachdem 25 der insgesamt 26 Tiere bereits<br />
geschlachtet waren, wurde das verbliebene Tier (F I 26/26) für die restliche Zeit vor<br />
seiner Schlachtung mit der zweiten Gruppe von Färsen vergesellschaftet, um eine<br />
Einzeltierhaltung zu vermeiden.<br />
70
Material und Methoden<br />
3.2.2.2 Haltungsbedingungen F II<br />
Die Färsen der zweiten Gruppe standen in den Jahren 2010 und 2011 jeweils von<br />
Juni bis Oktober zusammen mit der Gruppe F I auf der Weide. Die übrigen Monate<br />
verbrachten sie im Stall – getrennt von den Färsen aus F I. Lediglich ein Tier der<br />
ersten Gruppe (F I 26/26) wurde zeitweise in dieser Gruppe im Stall gehalten (s. o.).<br />
Nach der Schlachtung der Tiere F II 1/9 und F II 2/9 - 5/9 erfolgte ein Stallwechsel:<br />
Die verbliebenen Tiere (F I 26/26 und F II 6/9 - 9/9) wurden in den Stall umgestallt, in<br />
dem zuvor die Tiere der Gruppe F I untergebracht waren.<br />
3.2.2.3 Haltungsbedingungen F III<br />
Diese Gruppe von Färsen wurde in den letzten Wochen vor den Abkalbungen in zwei<br />
Untergruppen à 8 Tiere unterteilt. Eine Gruppe („Stallgruppe“) verblieb während der<br />
letzten Sommermonate ihres Lebens im Stall und wurde weiterhin – wie in den<br />
Wintermonaten üblich – mit Grassilage versorgt. Diese „Stallgruppe“ wies nur eine<br />
Weideperiode im Jahr 2011 in den Monaten von Juni bis Oktober auf. Die anderen<br />
8 Tiere („Weidegruppe“) weideten zusätzlich zu der Weidesaison 2011 auch im Jahr<br />
2012 (jedoch nur vom 29.07.2012 bis zum 24.09.2012) im Deichvorland und wiesen<br />
folglich 2 Weideperioden auf.<br />
Stallgruppe<br />
Diese 8 Färsen verblieben während ihres letzten Sommers (2012) im Stall und<br />
wurden weiter mit belasteter Grassilage gefüttert. Die folgenden Tiere bildeten die<br />
Stallgruppe: F III 1/16, 4/16, 6/16, 7/16, 8/16, 9/16, 10/16 und 15/16.<br />
Weidegruppe<br />
Diese 8 Tiere wurden für eine zweite Weideperiode (29.07.2012 – 24.09.2012) unter<br />
„worst case-Bedingungen“ auf der Vordeichfläche an der Elbe gehalten. Sie hatten in<br />
diesem Zeitraum jederzeit freien Zugang zur Elbe und zudem die Möglichkeit,<br />
Wasser über zwei auf der Weide befindlichen Wasserstellen (Bracks) aufzunehmen.<br />
Vor den Abkalbungen wurden die Tiere wieder zurück in den Stall verbracht und<br />
wieder mit den Färsen der Stallgruppe vereint. Die Färsen aus dieser Weidegruppe<br />
waren: F III 2/16, 3/16, 5/16, 11/16, 12/16, 13/16, 14/16 und 16/16.<br />
71
Material und Methoden<br />
3.2.3 Schlachtung der Tiere<br />
Die Schlachtung der Färsen (F I – F III) erfolgte in kleineren Tiergruppen (à 3 – 8<br />
Tiere) zu unterschiedlichen Zeitpunkten, sobald die vorgenutzten Färsen ein<br />
„übliches Schlachtgewicht“ erreicht hatten. Zur Klärung der Fragestellung, wann eine<br />
Futterumstellung (bel. FM unbel. FM) vor der Schlachtung erfolgen muss, um<br />
„unbelastetes“ Rindfleisch (Dioxingehalte < Höchstgehalt) zu erzeugen, variierten die<br />
Zeiträume, in denen die Tiere vor ihrer Schlachtung mit unbelasteten Futtermitteln<br />
versorgt wurden, von 2,75 bis 10 Monaten (siehe 3.2.1). Das Alter der Tiere bei der<br />
Schlachtung variierte in der Gruppe F I von 33 bis 42 Monaten, bei den Färsen aus<br />
F II lag das Alter zwischen 30 und 36 Monaten, die Färsen aus der dritten Gruppe<br />
(F III) wurden mit 33 bis 40 Lebensmonaten geschlachtet. Das Tier, das bis zum Tag<br />
der Schlachtung belastetes Futter erhielt (F0), wies ein Schlachtalter von 33 Monaten<br />
auf. Die Altkühe (AK 1 - 6) waren am Tag der Schlachtung 7 (n = 5) bzw. 8 (n = 1)<br />
Jahre alt. Der Absetzer (A) wurde mit einem Alter von 7 Monaten geschlachtet.<br />
3.3 Probenahme<br />
Wie bereits erwähnt, wurde die Dioxinthematik an der Elbe bereits in früheren<br />
Arbeiten aus dem hiesigen Institut behandelt. Da die darin beschriebenen Methodik<br />
zur Probenahme in dieser Arbeit als Orientierung dienten, ergeben sich bei der<br />
Beschreibung der Probenahme, des –transportes und der -aufbewahrung sowie der<br />
Dioxinanalytik entsprechend Ähnlichkeiten zu vorangegangenen Arbeiten (SCHULZ<br />
2004/2005b, SCHULZ 2005, GUDE 2008).<br />
3.3.1 Bodenproben<br />
Die Durchführung der Probenahme übernahmen Mitarbeiter des Landesamtes für<br />
Bergbau, Energie und Geologie (LBEG <strong>Hannover</strong>) bzw. Mitarbeiter der<br />
Landwirtschaftskammer Niedersachsen (LWK Niedersachsen). An dieser Stelle sei<br />
allen Beteiligten für die hervorragende Zusammenarbeit gedankt.<br />
Die Bodenprobenahmen (n = 4) erfolgten nach dem von SCHULZ et al. (1993)<br />
beschriebenen radialen Probenahmedesign, da es sich für die Beprobung<br />
72
Material und Methoden<br />
„Stalleinrichtung“:<br />
In dem Stall der Gruppe F II wurde zur Abklärung einer möglichen dl-PCB-<br />
Belastung Holzmaterial von Ständern und Brettern entnommen. Die Probenahme<br />
führten Mitarbeiter der Landwirtschaftskammer Niedersachsen mithilfe eines<br />
Fräskopfes durch.<br />
3.3.3 Futterproben<br />
Um die Dioxinbelastung in den Futtermitteln zu bestimmen und sicherzustellen, dass<br />
die Tiere nach der Futterumstellung auch wirklich nur noch unbelastetes Futter<br />
bekamen, wurden sowohl von den „Stallfuttermitteln“ als auch von dem Aufwuchs der<br />
Weidefläche Proben genommen. Zusätzlich wurden die Futtermittelproben im<br />
institutseigenen Labor auf ausgewählte Inhaltstoffe untersucht.<br />
3.3.3.1 Futtermittel während der Stallhaltung<br />
Während der Stallperiode kamen Grassilagen, Maissilagen, eine Erbsensilage und<br />
Kraftfutter zum Einsatz. Von diesen Futtermitteln wurden repräsentative Proben<br />
gewonnen. Die Probenahme erfolgte auf unterschiedliche Weise entweder durch die<br />
Entnahme von Probenmaterial aus gepressten Wickelballen, durch die Beprobung an<br />
den Anschnittflächen der offenen Silagemieten oder direkt vom Futtertisch. Je eine<br />
Probe wurde zur Dioxinanalytik versandt, eine weitere wurde im institutseigenen<br />
Labor auf ausgewählte Inhaltstoffe untersucht. Bei einem Teil der Futtermittel – die<br />
Probenahme erfolgte durch Mitarbeiter der Landwirtschaftskammer Niedersachsen –<br />
wurde jeweils nur eine Probe entnommen. Hier wurde das bereits vorgetrocknete<br />
und gemahlene Material im Anschluss an die Dioxinanalytik diversen weiteren<br />
Untersuchungen im Institut zugeführt. Bei diesen Proben wurde auf den<br />
Trockensubstanzgehalt (TS-Gehalt) zurückgegriffen, der im Rahmen der<br />
Probenvorbereitung für die Dioxinanalytik bestimmt wurde. Hiervon waren folgende<br />
Proben betroffen: Grassilage 2010, 1. Schnitt; Grassilage 2011, 1. Schnitt;<br />
Maissilage 2010; Maissilage 2011; Erbsensilage 2011; Kraftfutter; Grassilage 2011,<br />
3. Schnitt.<br />
74
Material und Methoden<br />
Die Probenahme der Grassilage 2011, 2.Schnitt (unbelasteter Standort) fand an zwei<br />
unterschiedlichen Tagen statt: Eine Probe wurde im Rahmen einer amtlichen<br />
Probenahme dem Futtertisch entnommen, um diese auf ihren PCDD/F-Gehalt<br />
bestimmen zu lassen, wohingegen die zweite, für die institutseigenen<br />
Untersuchungen bestimmte Probe, 5 Tage später dem selbigen Futtertisch<br />
entnommen wurde. An diesen beiden Tagen befand sich auf dem Futtertisch die<br />
Grassilage sowie etwas Heu (nach Rationsplan ca. 2 % der gesamten Ration) von<br />
einem unbelasteten Standort.<br />
3.3.3.2 Weideaufwuchs<br />
Für die Probenahme auf der Weidefläche wurden drei unterschiedliche Verfahren<br />
(Variante 1a, 1b und 2) angewandt. Diese drei Varianten kamen jeweils einmal zu<br />
„Beginn der Weidesaison“ (25.07.2012 bzw. 9.08.2012) und ein weiteres Mal am<br />
„Ende der Weidesaison“ (18.09.2012) zum Einsatz. Der „Beginn der Weidesaison<br />
2012“ entsprach im Vergleich zu einer üblichen Weidesaison eher der „Mitte der<br />
Weidesaison“, da die Tiere in der Regel bereits im Mai/Juni auf die Weiden gelassen<br />
werden, wie beispielsweise in den Jahren 2010 und 2011.<br />
Zusätzlich zu diesen so gewonnenen 8 Weideaufwuchsproben wurde, noch bevor<br />
die Färsen auf die Weide kamen, eine Probe des Schnittgutes<br />
(Grassilagenherstellung) der mähfähigen Weidefläche gewonnen.<br />
Variante 1a<br />
Variante 1a erfolgte anlehnend an das im Methodenbuch (Band III) der VDLUFA<br />
beschriebene Verfahren, das bereits in den Arbeiten von SCHULZ (2005) und GUDE<br />
(2008) zur Anwendung kam. Die Probenahme erfolgte auf der mähfähigen<br />
Weidefläche (nach dem Einholen des 1. Schnittes) sowohl auf einem höher als auch<br />
einem tiefer gelegenen Areal der Weidefläche 2012. Diese Areale deckten sich mit<br />
denen der „Sommerbodenproben“. Zunächst wurde auf der Weidefläche das<br />
Probenahmefeld bestimmt und abgesteckt: Ein quadratisches Feld von 30 m auf<br />
30 m, d. h. einer Fläche von 900 Quadratmeter. Auf diesem Quadrat wurden 5<br />
parallel zueinander liegende Beprobungsstrecken im Abstand von 7,5 m angelegt.<br />
75
Material und Methoden<br />
Entlang dieser Strecken wurden jeweils 10 Aufwuchsproben (x) im Abstand von ca.<br />
3,3 m – in einer Schnitthöhe von 5 cm – mithilfe einer Rasenkantenschere<br />
genommen. Die so gewonnen 50 Einzelproben wurden zu einer Sammelprobe in<br />
einem sauberen Plastiksack vereinigt.<br />
3,3 m<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
7,5 m<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
30 m<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
x<br />
30 m<br />
Abbildung 9: Weideaufwuchsprobenahme nach Variante 1a [modifiziert nach SCHULZ (2005) und<br />
GUDE (2008)]<br />
Variante 1b<br />
Aus standortbedingten Gegebenheiten wurde das Probenahmefeld auf der nicht<br />
mähfähigen Weidefläche geändert. Hier wurden die 50 Einzelproben entlang zweier<br />
Probenahmestrecken genommen. Diese Strecken hatten jeweils eine Länge von<br />
30 m und lagen parallel zueinander in einem Abstand von ca. 5 m. Die Einzelproben<br />
wurden entlang dieser Strecken alle ca. 1,2 m – d. h. 25 Probenahmepunkte pro<br />
Strecke – mit einer Rasenkantenschere auch auf einer Höhe von 5 cm<br />
abgeschnitten und zu einer Sammelprobe in einem sauberen Plastiksack<br />
zusammengefügt.<br />
Während der Probenahmen nach Variante 1a + b am „Anfang der Weidesaison“ war<br />
der Himmel unbewölkt, die Sonne schien und es fiel kein Niederschlag. Zu Beginn<br />
der Probenahme war die Weidefläche aufgrund des Tauwassers noch feucht.<br />
Während der Beprobung am „Ende der Weidesaison“ herrschten ähnliche<br />
Bedingungen: Auch hier blieb es niederschlagsfrei, der Himmel zeigte sich sonnig<br />
und wolkig im Wechsel und der Aufwuchs war auch hier in den Morgenstunden<br />
aufgrund des Tauwassers noch feucht.<br />
76
Material und Methoden<br />
Variante 2 („unter Beobachtung“)<br />
Die Entnahme der Weideaufwuchsproben erfolgte hier unter Berücksichtigung des<br />
Grasungsverhalten der Tiere (F III „Weidegruppe“). Auch hier wurden die Proben<br />
mithilfe einer Rasenkantenschere genommen. Die Entnahmepunkte der<br />
Einzelproben wurden durch die von den Färsen besonders bevorzugten Stellen<br />
vorgegeben. Die Probenahmehöhe richtete sich nach der jeweiligen Abbisshöhe<br />
(wie es die „Stoppellängen“ des Aufwuchses nach Beweidung erkennen ließen). Da<br />
die Abbisshöhe sehr unterschiedlich war, variierte die Schnitthöhe zwischen 5 und<br />
20 cm über dem Boden. An keiner Stelle der Weidefläche konnte zum Zeitpunkt der<br />
Probenahme festgestellt werden, dass der Aufwuchs tiefer abgerupft wurde als 5 cm,<br />
so dass die Probenahme auch keine geringere Entnahmehöhe vorsah. Bei dieser<br />
Variante erfolgte weder eine Unterteilung des Probenmaterials in das höher und<br />
tiefer gelegene Areal der Weidefläche, noch wurde eine Unterteilung der gemähten<br />
und ungemähten Fläche vorgenommen. Diese Probe wurde somit von der gesamten<br />
Fläche erstellt, die den Tieren im Jahr 2012 zur Verfügung stand.<br />
Die Beprobungsweise erfolgte zu „Beginn der Weidesaison“ ein wenig verzögert<br />
(2 Wochen später) zu den Probenahmen nach Variante 1a und 1b, da die Tiere<br />
zunächst sichtbare „Abbissspuren“ hinterlassen sollten. Die Wetterlage bei der ersten<br />
Probenahme („Beginn der Weidesaison“) war größtenteils wolkig und sonnig im<br />
Wechsel, jedoch kam zwischenzeitig ein kurzweiliger Nieselregen (ca. 5 Minuten)<br />
auf. Die Beprobung am „Ende der Weidesaison“ erfolgte am gleichen Tag wie die der<br />
Varianten 1a und b unter oben beschriebenen Wetterbedingungen.<br />
Alle Weideaufwuchsproben wurden im Anschluss der Probenahme direkt zum Institut<br />
für Tierernährung transportiert. Hier erfolgte eine homogene Durchmischung des<br />
Probenmaterials, um dies dann in verschlossenen Plastiksäcken bis zu dem Versand<br />
zur Untersuchung auf ihren Gehalt an PCDD/F und dl-PCB bei -20 °C zu lagern. Je<br />
ein Aliquot der Proben diente der Dioxinanalytik, ein weiteres wurde im<br />
institutseigenen Labor auf ausgewählte Inhaltstoffe untersucht.<br />
77
Material und Methoden<br />
Schnittgut für Grassilage 2012:<br />
Der Aufwuchs wurde maschinell auf einer Höhe von 8 cm gemäht. Von der gesamten<br />
gemähten, zur Grassilageherstellung dienenden Fläche wurde aus diversen<br />
Einzelproben des Schnittgutes – entlang der gemähten Bahnen entnommen – eine<br />
möglichst repräsentative Sammelprobe erstellt. Die so gewonnene Probe wurde<br />
verschlossen in einem Plastiksack zum Institut für Tierernährung gebracht, dort<br />
homogen gemischt und bis zum Versand zur Untersuchung bei -20 °C gelagert. Auch<br />
hier wurde ein Aliquot im institutseigenen Labor und ein weiteres im LAVES<br />
(Dioxinanalytik) untersucht.<br />
3.3.4 Milchproben<br />
Die Milch der Tiere wurde zu zwei verschiedenen Zeitpunkten beprobt. Zum einen<br />
wurden Kolostrumproben (1 Tag post partum) genommen, zum anderen erfolgte die<br />
Beprobung von „reifer Milch“ ca. 12 Wochen nach Abkalbung. Die Milchproben<br />
wurden manuell durch den Landwirt unter möglichst sauberen Kautelen direkt in<br />
neue, saubere, braune Glasflaschen mit einem Fassungsvermögen von 500 ml<br />
gemolken und mit einem Plastikverschluss fest verschlossen. Bei der ersten Gruppe<br />
von Färsen (F I) wurden von 6 Tieren sowohl das Kolostrum als auch (von selbigen<br />
Tieren) die sogenannte „reife Milch“ beprobt. Bei den Tieren der Gruppe F II wurden<br />
von dem Kolostrum sowie der „reifen Milch“ aller Tiere, die lebende Kälber zur Welt<br />
brachten (n = 7), Proben genommen. In der Gruppe F III konnte von 14 Tieren<br />
Kolostrum gewonnen werden. Eine Färse (F III 12/16) duldete keine Probenahme,<br />
bei einem weiteren Tier handelte es sich um einen Zwitter. Die „reife Milch“ konnte<br />
von 11 Tieren gewonnen werden. Es wurde versucht, jeweils eine Menge von<br />
mindestens 250 ml zu gewinnen. Da es sich bei den Tieren um erstkalbende junge<br />
Mutterkühe handelte, die es nicht gewohnt waren, gemolken zu werden, erwies sich<br />
die Probenahme bei einigen Tieren zum Teil sehr schwierig, so dass die Milch<br />
einiger Tiere aufgrund der geringen Probenmenge nicht untersucht werden konnte,<br />
sich z. T. auch nicht zur Herstellung einer Sammelprobe eignete oder es gar<br />
unmöglich war, eine Milchprobe zu gewinnen. Alle Milchproben wurden nach ihrer<br />
Entnahme zunächst auf dem Betrieb eingefroren (übliche Gefriertruhe) und gelagert.<br />
Der Transport zum Institut für Tierernährung erfolgte gekühlt. Dort wurden die<br />
78
Material und Methoden<br />
Milchproben bei - 20 °C bis zum Erstellen der Poolproben bzw. bis zur Einsendung<br />
zur Dioxinanalytik gelagert. Zum Erstellen der Poolproben wurde das Kolostrum bzw.<br />
die Milch zunächst aufgetaut. Die Herstellung der Poolproben erfolgte unter<br />
wiederholtem Schwenken der einzelnen Milchproben, um ein Absetzen des Fettes<br />
am Flaschenrand möglichst zu verhindern. Die Sammelproben wurden zunächst<br />
wieder eingefroren, um einen bestmöglich gekühlten Transport zum Labor<br />
(Lebensmittelinstitut [LI], LAVES Oldenburg) zu ermöglichen. Ein Teil der<br />
Milchproben wurde als Individualproben untersucht (s. u.).<br />
Poolprobenherstellung:<br />
Kolostrum der ersten Gruppe von Färsen (Kol. F I): Während zwei Kolostrumproben<br />
(von den Tieren F I 21/26 und F I 19/26) zu einer Sammelprobe (Kol. F I a) vereint<br />
wurden, erfolgte die Dioxinanalytik zweier weiterer Kolostrumproben (Kol. F I b + c;<br />
von den Tieren 24/26 bzw. 17/26) individuell. Bei der Sammelprobe wurde das<br />
Kolostrum beider Tiere zu nahezu gleichen Teilen eingewogen (max. Abweichung<br />
um 0,04 g).<br />
Kolostrum der zweiten Gruppe von Färsen (Kol. F II): Die Poolprobe (Kol. F II) setzte<br />
sich aus den gewonnenen Kolostrumproben zu jeweils gleichen Teilen zusammen<br />
(± 0,29 g).<br />
Kolostrum der dritten Färsengruppe (Kol. F III): Zur Herstellung der Poolprobe der<br />
dritten Gruppe von Färsen wurden 13 der insgesamt 14 gewonnenen<br />
Kolostrumproben zu jeweils gleichen Anteilen (max. Abweichung um 0,14 g) zu einer<br />
Probe (Kol. F III) vereinigt. Eine Kolostrumprobe wurde bewusst nicht mit in die<br />
Sammelprobe gegeben, da diese von einem Tier (F III 13/16) stammte, das bei<br />
Kolostrumprobenahme bereits eine Woche mit unbelasteten Futtermitteln versorgt<br />
wurde, wohingegen sich die anderen beprobten Färsen (F III 1/16, 3/16, 4/16, 5/16,<br />
6/16, 7/16, 8/16, 9/16, 10/16, 11/16, 14/16, 15/16, 16/16) allesamt zu diesem<br />
Zeitpunkt noch vor ihrer Futterumstellung befanden.<br />
„Reife Milch“ F I: Bei den Proben von der „reifen Milch“ der Tiere, bei denen bereits<br />
die Biestmilch gepoolt wurde (s. o.), wurde gleichermaßen verfahren: Auch hier<br />
wurden zwei Individualproben (RM F I b + c) und eine Poolprobe (RM F II a), die sich<br />
79
Material und Methoden<br />
aus zwei Milchproben in gleichen Anteilen (± 0,19 g) zusammensetzte, zur<br />
Dioxinanalytik versandt.<br />
„Reife Milch“ F II: Auch die Proben der „reifen Milch“ (n = 7) wurden zu einer<br />
Sammelprobe (RM F II) vereint. Die Einzelproben wurden auch hier jeweils zu<br />
annähernd gleichen Anteilen eingewogen (± 0,22 g).<br />
„Reife Milch“ F III: Bei der dritten Gruppe von Färsen wurden zwei Sammelproben<br />
aus der „Reifen Milch“ einiger Tiere erstellt. Eine der Poolproben (RM F III a) wurde<br />
mit Milchproben (zu gleichen Anteilen, max. Abweichung um 0,23 g) von 4 Tieren<br />
erstellt, die im Laufe der ersten 11 - 13 Laktationswochen die höchsten<br />
Körpermassenzunahmen zeigten (F III 5/16, 9/16, 10/16 und 12/16). Die andere<br />
Probe (RM F III b) bestand aus der „reifen Milch“ von 4 Tieren (jeweils die gleiche<br />
Menge, Abweichung max. um 0,48 g), die während dieser ungefähr 12wöchigen<br />
Laktationsdauer die größten Körpermassenverluste zeigten (F III 6/16, 8/16, 14/16,<br />
15/16).<br />
3.3.5 Muskulatur und Leber<br />
Zur Bestimmung der PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Schlachtkörpern erfolgte<br />
die Beprobung von Muskulatur und Leber aller Färsen (F I, F II, F III:<br />
n = 26 + 9 + 16 = 51) im Schlachthof. Aus Gründen der Lebensmittelsicherheit bzw.<br />
des Verbraucherschutzes wurden die Schlachtkörper und die Schlachtprodukte bis<br />
zum Eintreffen der Ergebnisse auf dem Schlachthof „vorläufig beschlagnahmt“. So<br />
konnte garantiert werden, dass nur „unbedenkliche“ Produkte (d. h. mit<br />
Dioxingehalten unter Höchstgehalt) in die Lebensmittelkette gelangten. Zudem<br />
erfolgten auch die Probenahmen (Muskulatur und Leber) bei den Altkühen (AK 1 – 6)<br />
und bei dem Absetzer (A) auf dem Schlachthof. Die Färse F 0 wurde im Rahmen<br />
einer Hausschlachtung beprobt. Die Beschreibung der Probenahme (Muskulaturund<br />
Leberproben) bei den zwei totgeborenen Kälbern, die am Institut für<br />
Tierernährung stattfand, findet sich unter 3.3.6.<br />
3.3.5.1 Muskulatur<br />
Die Beprobung erfolgte entweder an der Stichstelle am Hals oder an der dorsalen<br />
Unterarmmuskulatur. Bei den ersten sieben Schlachttieren der ersten Gruppe von<br />
80
Material und Methoden<br />
Färsen (F I 1/26 - 7/26) erfolgte die Beprobung im Bereich der Stichstelle am Hals,<br />
um einen Wertverlust der Schlachtkörper weitestgehend zu verhindern. Jedoch<br />
zeigte sich, dass diese Proben durch den höheren Bindegewebsanteil in der<br />
Probenaufarbeitung, die vor der Dioxinanalytik notwendig war, sehr aufwändig<br />
waren. Bei den darauf folgenden Schlachttieren (F I 8/26 - 26/26, F II 1/9 - 9/9 und<br />
F III 1/16 - 16/16) wurde die dorsale Unterarmmuskulatur zur Probenahme<br />
herangezogen. Auch bei den Altkühen und dem Absetzer wurde die dorsale<br />
Unterarmmuskulatur beprobt. Bei diesen Tieren erfolgten die Probenahmen jedoch<br />
durch das Schlachthofpersonal. Abweichungen der Probenahme gab es zudem im<br />
Rahmen der Hausschlachtung: Hier wurde die Probe aus dem Fleisch mehrerer<br />
Muskelpartien aus der Oberschenkelmuskulatur des Tieres (Färse F 0) gewonnen.<br />
Die Rindfleischproben mit einem Gewicht von je ca. 1,5 kg wurden direkt bei der<br />
Probenahme einzeln in neue, saubere, individuell gekennzeichnete Plastiksäcke<br />
überführt, verschlossen und bis zur Dioxinanalytik kühl gelagert. Bei den auf den<br />
Schlachthöfen gewonnenen Proben begann die Probenaufbereitung, die einer<br />
Untersuchung auf den Dioxin- und dl-PCB-Gehalt vorausging, stets am Folgetag.<br />
3.3.5.2 Leber<br />
Bei jedem Schlachttier wurde vor dem Verwerfen der Leber (Status Risikobetrieb:<br />
d. h. die Lebern werden verworfen, sofern keine Untersuchungsergebnisse von<br />
Individualproben vorliegen, die Gehalte unterhalb der zulässigen Höchstgehalte<br />
aufweisen) eine Probe von mindestens 1 kg aus dem seitlichen Leberlappen<br />
genommen und direkt in einen neuen, sauberen, individuell gekennzeichneten<br />
Plastiksack überführt, der direkt verschlossen wurde. Die Leberproben der Gruppen<br />
F I, F II und F III wurden zunächst gekühlt zum Institut für Tierernährung transportiert<br />
und dort bei -20 °C gelagert. Zur Untersuchung auf die PCDD/F- und dl-PCB-<br />
Belastung der Lebern wurden die Leberproben aufgetaut und in Sammelproben<br />
vereinigt. Bei der ersten Färsengruppe gingen zwei Poolproben in die Dioxinanalytik.<br />
Eine davon (F I L a) wurde aus den Leberproben von 3 Tieren zusammengestellt, die<br />
im tragenden Zustand aus Bayern zugekauft wurden (F I 8/26, F I 9/26, F I 12/26).<br />
Die zweite Leberpoolprobe (F I L b) bestand aus dem Lebergewebe von 4 Färsen,<br />
die seit ihrer Geburt auf dem Betrieb lebten (F I 10/26, F I 11/26, F I 13/26,<br />
81
Material und Methoden<br />
F I 14/26). Die hier genannten Tiere erhielten vor ihrer Schlachtung über einen<br />
Zeitraum von 3,5 Monaten unbelastete Futtermittel.<br />
Bei der zweiten Gruppe von Färsen wurden ebenfalls zwei Leberpoolproben<br />
gewonnen. Eine der Sammelproben (F II L a) enthielt Lebergewebe von 5 Tieren,<br />
die vor ihrer Schlachtung 5 (n = 1, F II 1/9) bzw. 7 Monate (n = 4; F II 2/9 – F II 5/9)<br />
mit unbelastetem Futter versorgt wurden. Für die zweite Poolprobe (F II L b) wurden<br />
die Leberproben einer Gruppe aus 4 Tieren (F II 6/9 – F II 9/9) verwendet, deren<br />
Fütterung bereits 9,5 Monate vor ihrer Schlachtung auf unbelastetes Futter<br />
umgestellt wurde.<br />
Bei der Gruppe F III gingen zwei Leberpoolproben in die Dioxinanalytik. Eine Probe<br />
(F III L a) enthielt die Lebern von 2 Färsen (F III 1/16, F III 4/16), die vor ihrer<br />
Schlachtung über 2,75 Monate mit unbelasteten Futtermitteln versorgt wurden. Beide<br />
Tiere wiesen vor ihrer Schlachtung keine Laktation auf (Totgeburten). In die andere<br />
Lebersammelprobe (F III L b) wurde das Lebergewebe zweier Tiere gepoolt<br />
(F III 9/16, F III 15/16), die nahezu ein halbes Jahr (5,75 Monate) mit unbelastetem<br />
Futter versorgt wurden. Sie wiesen beide eine mehrmonatige Laktation auf.<br />
Für die Herstellung der Sammelproben wurde das Leberprobenmaterial jeweils zu<br />
gleichen Anteilen eingewogen. Die Einwaagen der einzelnen Leberproben wichen<br />
um maximal 0,5 g voneinander ab. Die Poolproben wurden danach zunächst<br />
eingefroren, um sie während des Transports bestmöglich kühl zu halten.<br />
Die Leberproben der Altkühe und des Absetzers wurden nach ihrer Entnahme direkt<br />
zur Dioxinanalytik verbracht und individuell untersucht. Die Leberprobe von dem<br />
„Kontrolltier“ F 0 wurde nach Gefrierlagerung im Betrieb und im Institut als<br />
Individualprobe auf ihren PCDD/F- und dl-PCB-Gehalt untersucht.<br />
3.3.6 Totgeborene Kälber<br />
Die Probenahme (Muskulatur und Leber) bei den zwei totgeborenen Kälbern wich<br />
von den oben beschriebenen Verfahren ab: Die Entnahme der Proben erfolgte am<br />
Institut für Tierernährung. Um die Leberproben zu gewinnen, wurden die Tierkörper<br />
im gefrorenen Zustand unterhalb des Rippenbogens durchgesägt und die Lebern<br />
den Bauchhöhlen entnommen. Da an den dorsalen Unterarmen nicht ausreichend<br />
Muskulatur für die Probenahme vorhanden war, wurde die Probe aus den<br />
82
Material und Methoden<br />
Hintergliedmaßen entnommen. Hierzu wurden zunächst die Haut und das<br />
Unterhautgewebe mithilfe eines Skalpells vorsichtig von der lateralen<br />
Oberschenkelmuskulatur gelöst und zur Seite gelegt. Aus der Muskulatur (M.<br />
gluteobiceps) wurde dann mithilfe eines sauberen Messers eine Probe mit einem<br />
Gewicht von ca. 400 g entnommen. Sowohl die Leber- als auch Muskulaturproben<br />
wurden zunächst einzeln in einen sauberen, neuen, individuell gekennzeichneten<br />
Plastiksack überführt, verschlossen und bei -20 °C aufbewahrt. Vor der<br />
Dioxinanalytik fand die Herstellung von Poolproben (eine Leber- und eine<br />
Muskulatursammelprobe) statt. Nach dem vollständigen Auftauen, wurde das Leberbzw.<br />
Muskelgewebe beider totgeborenen Kälber zu gleichen Teilen<br />
(maximal ± 0,18 g) eingewogen und zu den Sammelproben vereinigt. Auch diese<br />
Poolproben wurden vor ihrem Versand zur Dioxinanalytik eingefroren, um einen<br />
gekühlten Probentransport zu ermöglichen.<br />
3.4 Probenaufbewahrung/-transport<br />
Die Boden- und „Betriebsproben“ wurden für den Transport verschlossen und in<br />
ungekühltem Zustand transportiert. Auch die Futtermittelproben wurden ungekühlt<br />
und verschlossen transportiert und – wie oben beschrieben – bis zu ihrer<br />
Untersuchung bei - 20 °C gelagert. Die entnommenen Milch-, Muskulatur- und<br />
Leberproben wurden während der Transporte vom Betrieb bzw. Schlachthof zum<br />
Institut bzw. Dioxinanalyselabor (Lebensmittelinstitut (LI) des LAVES in Oldenburg)<br />
oder vom Institut zum LAVES (LI) mithilfe von Kühlakkus oder Trockeneis gekühlt.<br />
Die Probenaufbewahrung erfolgte am Institut für Tierernährung bei -20 °C bzw.<br />
zeitweise auch in der Tiefkühltruhe des Betriebs. Während der Zeit des Auftauens<br />
(Milch- und Leberproben zum Zweck der Poolprobenherstellung) wurden die Proben<br />
zeitweise bei Kühlschranktemperatur im Kühlraum des Instituts oder in einem<br />
handelsüblichen Kühlschrank des Instituts untergebracht. Dabei waren die Proben<br />
stets verschlossen und vor äußerer Kontamination geschützt.<br />
83
Material und Methoden<br />
3.5 Untersuchungen<br />
Bodenproben:<br />
Die vier Bodenproben wurden im Institut für Boden und Umwelt der<br />
Landwirtschaftlichen Untersuchungs- und Forschungsanstalt (LUFA) Nord-West in<br />
Hameln auf ihre PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte untersucht.<br />
„Betriebsproben“:<br />
Die Dioxinanalytik (PCDD/F und dl-PCB) erfolgte bei der „Betriebskehricht“-Probe<br />
ebenso im Institut für Boden und Umwelt, LUFA Nord-West (Hameln). Das<br />
„Stallmaterial“ wurde zur Untersuchung auf den dl-PCB-Gehalt zu einem privaten<br />
akkreditierten Untersuchungslabor (Eurofins GfA Lab Service GmbH, Hamburg)<br />
gegeben.<br />
Futtermittel:<br />
Die Futtermittel wurden im LAVES (LI, Oldenburg) auf ihre PCDD/F- und dl-PCB-<br />
Belastung untersucht. Am Institut für Tierernährung erfolgte zudem eine Bestimmung<br />
ausgewählter Inhaltstoffe (siehe 3.6.1).<br />
Tierproben:<br />
Sämtliche Tierproben (Kolostrum, „Reife Milch“, Muskulatur, Leber) gingen nach<br />
Oldenburg an das LAVES (LI) und wurden dort ebenso einer Dioxinanalytik<br />
unterzogen.<br />
3.6 Untersuchungsmethoden<br />
Da sich die im Institut angewandten Untersuchungsmethoden in den letzten Jahren<br />
kaum verändert haben, kann die Beschreibung der Methodik anderen Arbeiten aus<br />
dem Institut für Tierernährung stellenweise ähneln bzw. sich gegebenenfalls in<br />
manchen Abschnitten gleichen. Auch die Dioxinanalytik hat über die letzten Jahre<br />
keine gravierenden Änderungen erfahren, so dass auch hier Parallelen zu anderen<br />
Arbeiten unvermeidbar sind.<br />
84
Material und Methoden<br />
3.6.1 Analyse ausgewählter Inhaltstoffe in Futtermitteln<br />
Die Analytik der Futterproben erfolgte gemäß der im Methodenbuch III der VDLUFA<br />
(NAUMANN et al. 1976) – einschließlich der Ergänzungen bis 2012 – beschriebenen,<br />
bzw. der in hiesigem Institut gängigen, davon abweichenden und hier beschriebenen<br />
Verfahren.<br />
Bei einem Teil der Proben erfolgte die Untersuchung im institutseigenen Labor mit<br />
bereits vorgetrockneten, gemahlenen Proben bzw. mit Probenmaterial, das an einem<br />
anderen Tag als das für die Dioxinanalytik bestimmte Probenmaterial gewonnen<br />
wurde (siehe Details unter 3.3.3.1). Bei den Weideaufwuchsproben wurden<br />
zusätzlich zu den Proben, die im institutseigenen Labor den Untersuchungen<br />
zugeführt wurden, auch die für die Dioxinanalytik verwendeten Probenaliquote auf<br />
ihre Gehalte an Rohasche und HCl-unlöslicher Asche untersucht. Der Grund hierfür<br />
war ein „Ausreißerwert“ bei der Dioxingehaltbestimmung des Weideaufwuchses. Die<br />
zusätzliche Bestimmung der Aschegehalte sollte klären, ob die Probenaliquote<br />
andere Kontaminationsgrade aufwiesen.<br />
Trockensubstanz (TS)<br />
Um den Gehalt der Trockensubstanz zu bestimmen, wurde die Probe vor der<br />
Trocknung im Trockenschrank in einer gewichtskonstanten, austarierten<br />
Aluminiumschale eingewogen. Die Probe verblieb über Nacht im Trockenschrank bei<br />
einer Temperatur von 103 °C. Die Probe wurde nach ihrem Abkühlen im Exsikkator<br />
erneut gewogen und die Trockensubstanz dann rechnerisch als Differenz von der<br />
Ein- und Auswaage ermittelt.<br />
Die nachfolgend beschriebenen Analysen erforderten Probenmaterial in<br />
gemahlenem Zustand. Da der Mahlvorgang unter Umständen mit einer<br />
Wasserbindung einhergehen konnte, wurde eine erneute Trockensubstanzermittlung<br />
nach dem Vermahlen durchgeführt („2. TS“), um eine möglicherweise hierdurch<br />
entstandene „Wertverfälschung“ am Ende rechnerisch berücksichtigen zu können.<br />
Zur Bestimmung dieser „2. TS“ wurden ungefähr 3 g des gemahlenen<br />
Probenmaterials in einem gewichtskonstanten Porzellantiegel mit Deckel<br />
85
Material und Methoden<br />
eingewogen und bis zur Massenkonstanz – bzw. mindestens 5 Stunden – bei 103 °C<br />
getrocknet. Das erneute Wiegen der Probe erfolgte nach ihrer vollständigen<br />
Abkühlung (im Exsikkator). Auch hier erfolgte die Bestimmung der Trockensubstanz<br />
rechnerisch anhand der Werte von Ein- und Auswaage.<br />
Bei einem Teil der Futterproben (siehe 3.3.3.1) wurde der TS-Gehalt im<br />
Futtermittelinstitut des LAVES (in Stade) bestimmt. Bei diesen bereits getrockneten<br />
und gemahlenen Futtermitteln erfolgte, bevor sie weiteren Untersuchungen am<br />
institutseigenen Labor zugeführt wurden, nur die Bestimmung der „2. TS“.<br />
Rohasche (Ra) und HCl-unlösliche Asche<br />
Circa 3 g des gemahlenen Probenmaterials wurden bei einer Temperatur von 600 °C<br />
in einem Muffelofen über 7 Stunden verascht. Der Wert der Rohasche ließ sich dann<br />
auch wieder rechnerisch aus der Differenz von Ein- und Auswaage (nach<br />
vollständigem Auskühlen im Exsikkator) bestimmen.<br />
Für die Bestimmung der in Salzsäure unlöslichen Asche (HCl-unlösliche Asche)<br />
wurden ca. 3 g Probenmaterial (gemahlen) in einen mit Salzsäure ausgekochten,<br />
gewichtskonstanten Tiegel eingewogen und bei 500 °C im Muffelofen über 7 Stunden<br />
verascht. Anschließend wurde das Material mit 5 ml 37%iger Salzsäure eingekocht,<br />
danach mit 7,5%iger Salzsäure erneut aufgekocht und mit heißem, tridestilliertem<br />
Wasser über einen Schwarzbandfilter (Rundfilter Schwarzband 589/1, Ø 90 mm Fa.<br />
Schleicher und Schuell Micro Science GmbH, Dassel) filtriert. Dieser wurde so lang<br />
mit tridestilliertem Wasser gespült, bis der Silberchloridionen-Nachweis negativ<br />
ausfiel. Im Anschluss wurde der Filter (mit dem darin befindlichen Probenmaterial) in<br />
den entsprechenden Tiegel gelegt und über 7 Stunden bei 600 °C im Muffelofen<br />
verascht. Der Gehalt an HCl-unlöslicher Asche wurde auch hier rechnerisch anhand<br />
der Ein- und Auswaagen bestimmt.<br />
Rohprotein (Rp)<br />
Die Bestimmung des Rp-Gehaltes erfolgte gemäß des im Methodenbuch III<br />
(NAUMANN et al. 1976, einschließlich der Ergänzungen bis 2012) der VDLUFA<br />
86
Material und Methoden<br />
beschriebenen amtlichen Verfahrens zur chemischen Untersuchung von<br />
Futtermitteln mittels Weender Analyse. Als Methodik kam die DUMAS<br />
Verbrennungsmethode zum Einsatz (verwendetes Gerät: Elementar Vario Max CNS,<br />
Fa. Elementar Analysensysteme GmbH, Hanau).<br />
Rohfaser (Rfa)<br />
Vom Probenmaterial wurden 0,5 g in einem Glasfiltertiegel eingewogen und in ein<br />
Rohfasergerät (Fibertec 2010 Hot Extractor, Fa. Foss Tecator AB, Höganäs,<br />
Schweden) überführt. Die Analysensubstanz kochte dann erst in ca. 150 ml<br />
1,25%iger Schwefelsäure (H 2 SO 4 ) für 30 Minuten, um danach weitere 30 Minuten in<br />
der etwa gleichen Menge 1,25%iger Natronlauge (NaOH) erneut gekocht zu werden.<br />
Der hierbei angefallene Rückstand wurde mit heißem, destilliertem Wasser gespült.<br />
Im Anschluss erfolgten eine Trocknung des Glasfiltertiegels bei 105 °C, die<br />
Abkühlung im Exsikkator und das Wiegen. Zur Bestimmung des aschefreien Rfa-<br />
Anteils wurde das Probenmaterial bis zur Gewichtskonstanz bei ungefähr 500 °C im<br />
Muffelofen belassen und das nach dem Glühen übrig gebliebene Material gewogen.<br />
Nun ließ sich der Rohfasergehalt rechnerisch aus der Differenz beider Gewichte<br />
bestimmen: „Gewicht des Tiegels nach der Trocknung minus dem Tiegelgewicht<br />
nach der Veraschung“.<br />
Mengen- und Spurenelemente:<br />
Um die Mengenelemente Kalzium, Magnesium, Phosphor, Natrium und Kalium sowie<br />
die Spurenelemente Kupfer, Zink, Eisen und Mangan in den Futtermitteln zu<br />
analysieren, erforderte es zunächst der Herstellung einer Aschelösung. Dies erfolgte<br />
im Rahmen einer Mikrowellenveraschung. Dazu wurden 0,5 g der zu<br />
untersuchenden, gemahlenen Probe mit 10 ml 65%iger Salpetersäure (HNO 3 ) und<br />
2 ml 30%iger Wasserstoffperoxidlösung (H 2 O 2 ) versetzt und circa 30 Minuten in einer<br />
dafür speziell vorgesehenen Mikrowelle (MLS 1200 MEGA, Fa. Milestone Inc.,<br />
Shelton, USA) erhitzt, um die organische Substanz im Probenmaterial zu zerstören.<br />
Nach dem Abkühlen wurde die Aschelösung unter Verwendung von tridestilliertem<br />
Wasser in einen Messkolben filtriert (über einen Rundfilter Schwarzband 589/1, Ø 90<br />
87
Material und Methoden<br />
mm Fa. Schleicher und Schuell Micro Science GmbH, Dassel), auf ein Volumen von<br />
50 ml mit tridestilliertem Wasser aufgefüllt und in eine Kunststoffflasche umgefüllt.<br />
Die so gewonnene Probe konnte dann den weiteren Analysen zugeführt werden.<br />
Kalzium (Ca), Magnesium (Mg):<br />
Um einen Effekt von Störionen zu vermeiden, war es zunächst von Nöten, die<br />
Aschelösung mit einer 0,5%igen Lanthanchloridlösung zu verdünnen. Diese<br />
verdünnte Lösung ließ sich im Anschluss mit dem Verfahren der<br />
Atomabsorptionsspektrometrie (Atomabsorptionsspektrometer AA SOLAAR<br />
Spectrometer, Fa. Thermo Elemental, Cambridge, UK) analysieren. Beim Verfahren<br />
von SLAVIN (1968) wird die Aschelösung in einer Azetylen-Luft-Flamme fein<br />
zerstaubt, so dass Ionen in ihren atomaren Zustand überführt werden. Da diese<br />
Atome eine für sich charakteristische Wellenlänge besitzen, konnte man aufgrund<br />
der Absorption die Konzentrationen von Kalzium bzw. Magnesium getrennt<br />
bestimmen.<br />
Phosphor (P):<br />
Die Bestimmung des Phosphorgehaltes der Futtermittel erfolgte mit der zuvor<br />
hergestellten Aschelösung kolorimetrisch mittels Spektralphotometrie nach<br />
GERICKE und KURMIES (1952) unter Anwendung der Vanadat-Molybdat-Methode.<br />
Hierzu wurde zunächst ein Reagenziengemisch hergestellt, das sich aus drei zuvor<br />
hergestellten Lösungen zusammensetzte. Eine der Lösungen enthielt ein Gemisch<br />
aus 333 ml 65%iger Salpetersäure und 666 ml tridestilliertem (tridest.) Wasser. Eine<br />
weitere Lösung setzte sich aus 2,5 g Ammoniumvanadat, das zunächst in ca. 500 ml<br />
heißem tridest. Wasser gelöst wurde. Nach dem Abkühlen wurde dieses Gemisch<br />
mit 20 ml konzentrierter Salpetersäure versetzt und dann mit tridest. Wasser auf ein<br />
Volumen von einem Liter aufgefüllt. Die dritte Lösung enthielt 50 g<br />
Ammoniummolybdat, das bei einer Temperatur von ca. 50 °C zunächst in ca. 800 ml<br />
tridest. Wasser gelöst wurde. Auch hier wurde die Lösung auf 1 Liter mit Wasser<br />
(tridest.) aufgefüllt. Alle drei Lösungen wurden dann vereinigt. Dieses<br />
Reagenziengemisch wurde zu je 10 ml in mehrere 50 ml Kolben gegeben: Einer der<br />
88
Material und Methoden<br />
Kolben wurde mit tridest. Wasser bis zur Eichmarke aufgefüllt und diente als<br />
Nullwert. In je zwei weitere Kolben wurde zur Herstellung je zweier Standards je eine<br />
kleinere bzw. größere Menge Stammlösung zugegeben, die eine definierte Menge<br />
Phosphor enthielt und auch mit Wasser (tridest.) auf 50 ml aufgefüllt wurde. In zwei<br />
weitere Kolben (außer dem Null-Wert erfolgten die Untersuchungen im<br />
Doppelansatz) wurde so viel der Probe-Aschelösung gegeben, bis der Farbton<br />
zwischen den beiden Standards lag und dann auch bis zur Eichmarke mit<br />
tridestilliertem Wasser versetzt. Anhand dieser Lösungen konnte dann – nach einer<br />
Wartezeit von 30 Minuten – der darin enthaltene Phosphorgehalt (über die Bildung<br />
einer gelben Komplexverbindung) mithilfe eines Photometers (Spektralphotometer<br />
CADAS 100, Fa. Dr. Lange GmbH, Düsseldorf) bei einer Wellenlänge von 365 nm<br />
bestimmt werden.<br />
Natrium (Na) und Kalium (K):<br />
Hier erfolgt eine Analyse nach der von SCHUHKNECHT und SCHINKEL (1963)<br />
beschriebenen Methode mit Hilfe eines Atomabsorbtionsspektrometer<br />
(Atomabsorbtionsspektrometer AA SOLAAR Spectrometer, Fa. Thermo Elemental,<br />
Cambridge, UK). Vor dem Einbringen der zu detektierenden Lösung, muss die<br />
Aschelösung durch Zugabe von Cäsiumchlorid-Aluminiumnitratlösung verdünnt<br />
werden. In diesem Lösungsgemisch werden durch Erreichen sehr hoher<br />
Temperaturen die Außenelektronen auf ein höheres Energieniveau gehoben. Wenn<br />
sie dieses Energieniveau wieder verlassen, geben die Atome ihre Energie als<br />
Lichtquanten ab. Die photometrisch zu erfassende Lichtintensität ist dabei<br />
proportional zur Konzentration des Elementes in der untersuchten Probe.<br />
Chlorid (Cl)<br />
2,5 g gemahlenes Probenmaterial (bzw. 5 g bei der Kraftfutterprobe) wurden in<br />
einem, etwa zur Hälfte mit destilliertem Wasser gefüllten Messkolben (50 ml<br />
Volumen) in einen Rüttler eingespannt und in etwa 30 Minuten geschüttelt. Danach<br />
wurde der Kolben bis zur Eichmarke mit destilliertem Wasser aufgefüllt, geschüttelt<br />
und ein Teil dieses Gemisches bei 3000 Umdrehungen pro Minute für eine Dauer<br />
89
Material und Methoden<br />
von 15 Minuten zentrifugiert. Der hierdurch gebildete Überstand wurde dann für die<br />
Chloridgehaltsmessung verwendet. Diese erfolgte nach dem Prinzip der<br />
Fällungstitration (Chlorid Analyzer 925, Fa. Corning Ltd., Halstead,<br />
Essex/Großbritannien). Aufgrund des Coulomb`schen Prinzips kommt es bei einem<br />
konstanten Stromfluss zwischen zwei Elektronen zur Abgabe einer konstanten<br />
Menge an Silberionen in die Lösung, in der sie als Silberchlorid nach deren<br />
Verbindung mit den darin enthaltenen Chloridionen ausfallen. Sobald alle<br />
vorhandenen Chloridionen in der Lösung „verbraucht“ sind, steigt die Leitfähigkeit in<br />
der Lösung sprunghaft an, was das Gerät dazu veranlasst, die Titration zu beenden.<br />
Der Chloridgehalt kann dann mit Hilfe einer Formel errechnet werden.<br />
Schwefel (S):<br />
Die Bestimmung des Schwefelgehaltes in den Futtermittelproben erfolgte im Rahmen<br />
der Rohproteinbestimmung (s. o.).<br />
Kupfer (Cu), Eisen (Fe), Zink (Zn), Mangan (Mn):<br />
Diese Gehalte wurden unter Verwendung der oben bereits beschriebenen Methode<br />
der Atomabsorptionsspektrometrie (siehe Kalzium und Magnesium) untersucht.<br />
Jedoch erfolgte die Messung entweder direkt aus der Aschelösung oder, falls<br />
erforderlich, nach einer Verdünnung der Aschelösung mit tridestilliertem Wasser.<br />
3.6.2 PCDD/F- und dl-PCB-Analytik<br />
Die Bestimmungen der PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Proben der<br />
verschiedenen Matrizes erfolgten allesamt in akkreditierten Laboratorien. Die<br />
„Dioxinanalytik“ der Futtermittel- und Tierproben wurde am Lebensmittelinstitut (LI)<br />
des Niedersächsischen Landesamtes für Verbraucherschutz und<br />
Lebensmittelsicherheit (LAVES) durchgeführt. An dieser Stelle seien explizit Frau Dr.<br />
Bruns-Weller und Frau Dr. Knoll namentlich erwähnt: Ihnen gilt ein besonderer Dank<br />
für die hervorragende Zusammenarbeit. Die Untersuchungen der Bodenproben<br />
erfolgten am Institut für Boden und Umwelt der Landwirtschaftlichen Untersuchungsund<br />
Forschungsanstalt (LUFA) in Hameln. Hier gilt der Dank Herrn Dr. Appuhn für<br />
90
Material und Methoden<br />
die Untersuchungen der Bodenproben sowie der Kehrichtprobe. Die Bestimmung der<br />
dl-PCB-Gehalte im „Stallmaterial“ wurde als Dienstleistung bei Eurofins GfA Lab<br />
Service GmbH, Hamburg durchgeführt.<br />
3.6.2.1 Boden<br />
Die Untersuchung der Bodenproben, die der Weidefläche im Vordeichbereich der<br />
Elbe entnommen wurden, erfolgte nach der üblichen Methodik, die auch für die<br />
Untersuchung der im Rahmen amtlicher Probenahmen genommenen Bodenproben<br />
Verwendung findet. Das Verfahren findet sich im Methodenbuch der VDLUFA VII, 4.<br />
Aufl. 2011, im Kapitel 3.3.2.3: „Bestimmung polychlorierter Dibenzo-p-dioxine<br />
(PCDD) und polychlorierter Dibenzofurane (PCDF) sowie ausgewählter coplanarer<br />
polychlorierter Biphenyle (non-otho PCB) in Böden, Klärschlämmen und Komposten“<br />
(APPUHN, persönliche Mitteilung vom 9. Juli 2013).<br />
3.6.2.2 Futtermittel<br />
Die Bestimmung der PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Futtermitteln erfolgte<br />
durch ein gaschromatographisches/massenspektrometrisches Verfahren. In den<br />
folgenden Abschnitten sei ein Überblick über die zeit- und arbeitsintensiven<br />
Analysenmethoden gegeben.<br />
Den feuchten Futtermittelproben (beispielsweise Weideaufwuchs, Gras- oder<br />
Maissilageproben) musste zunächst die Feuchtigkeit entzogen werden. Hierzu wurde<br />
das Probenmaterial auf Alufolie ausgebreitet und an der Luft getrocknet. Den<br />
Untersuchungen wurde stets das gesamte getrocknete Probenmaterial zugeführt,<br />
d. h. inklusive der während des Trocknungsprozesses eventuell angefallenen, sich<br />
von den Futterproben abgesetzten Verunreinigungen (z. B. Sand und/oder Erde).<br />
Das Probenmaterial wurde nach dem Trocknen in einer Schneidemühle zerkleinert<br />
und homogenisiert. Von dem homogenisierten Probenmaterial wurden 20 bis 25 g<br />
entnommen und mit Diatomeenerde vermengt. Diesem Gemisch wurden ca. 4 g<br />
(Weideaufwuchs, Silage) bzw. ca. 25 g (Kraftfutter) entnommen, in ein ASE-<br />
Röhrchen gegeben und mit 13 C 12 -markierten PCDD/F- und dl-PCB-Surrogate-<br />
Standardlösungen versetzt. Diese Standards dienten dazu, die nativen, in der Probe<br />
91
Material und Methoden<br />
zu bestimmenden Dioxine bzw- dl-PCB quantifizieren zu können und mögliche<br />
Verluste, die eventuell im Rahmen der Probenverarbeitung (v. a. bei der<br />
Fettextraktion) auftreten konnten, berücksichtigen zu können. Die Extraktion des im<br />
Futtermittel enthaltenen Fettes wurde mithilfe eines ASE-Gerätes (Accerelated<br />
Solvent Extraction, Thermo Scientific Dionex) durchgeführt. Dieses Gerät versetzte<br />
das Probenmaterial mit einem Gemisch aus Toluol und Ethanol (Verhältnis 70 : 30)<br />
und stellte unter Hitze (120 °C) unter einem konstantem Druck (ca. 10 MPa) eine<br />
Extraktionslösung her. Diese wurde in einen Rundkolben überführt und an einem<br />
Rotationsverdampfer eingeengt. Als weiterer Schritt schloss sich nun die<br />
Matrixzerstörung an. Hierzu wurde die Probenlösung auf eine mit n-Hexan<br />
vorgespülte Mischphasen-Chromatographiesäule gegeben und mit n-Hexan eluiert.<br />
Mithilfe von einem Syncoregerät und mittels Einengung unter N 2 -Einstrom erfolgte<br />
eine Umarbeitung des Eluats auf n-Hexan. Die Aufreinigung bzw. Trennung der<br />
PCB-Fraktion und PCDD/F-Fraktion im Eluat erfolgte mithilfe einer Florisilsäule. Die<br />
PCDD/F-Fraktion wurde dann mithilfe säulenchromatographischer Schritte –<br />
zunächst unter Verwendung einer Silbernitrat/Kieselgel-Säule, danach mittels einer<br />
Aluminiumsäule – aufgereinigt. Das PCB-Eluat wurde mithilfe einer HPLC (High<br />
Performance Liquid Chromatography) in 3 verschiedene Fraktionen aufgetrennt: In<br />
einer Fraktion befanden sich die mono-ortho-PCB, in einer weiteren die non-ortho-<br />
PCB. Die dritte Fraktion, welche die di-ortho-PCB enthielt, wurde verworfen, da die<br />
sogenannten „Indikator-PCB“ nicht mit bestimmt wurden. Sowohl dem PCDD/F- als<br />
auch dem dl-PCB-Eluat wurden dann vor der Messung noch einmal markierte<br />
Standards zugesetzt. Diesmal handelte es sich um eine interne Standardlösung, die<br />
dazu diente, die Wiederfindungsraten der Surrogate-Standards bestimmen zu<br />
können. Es wurde eine Wiederfindungsrate von 60 – 120 % festgelegt. Wurde diese<br />
bei den einzelnen Kongeneren nicht erzielt, erfolgte eine Wiederholung der Messung.<br />
3.6.2.3 Proben von Tieren (Kolostrum, Milch, Muskulatur, Leber)<br />
Auch die Dioxinanalytik (PCDD/F + dl-PCB) in den Kolostrum-, Milch-, Muskulaturund<br />
Leberproben erfolgte mittels Gaschromatographie/Massenspektrometrie. Die<br />
Methodik der Probenaufarbeitung war aber zunächst nicht identisch mit der oben<br />
Beschriebenen.<br />
92
Material und Methoden<br />
Kolostrum- und Milchproben:<br />
Sowohl die Kolostrumproben als auch die der „reifen Milch“ wurden zunächst<br />
zentrifugiert, um den für die Analytik benötigten Rahm abzutrennen. Der Rahm<br />
wurde im Anschluss daran mit Natriumsulfat (Na 2 SO 4 ) verrieben, bis ein rieselfähiges<br />
Pulver vorlag. Auch diesem Probenmaterial wurden aus dem oben genannten Grund<br />
wieder 13 C 12 -markierte PCDD/F- und dl-PCB-Standards (Surrogate-Standardlösung)<br />
zugegeben. Dieses pulverförmige Material wurde dann auf eine<br />
Chromatographiesäule gebracht und mit einem Lösungsmittelgemisch aus n-Hexan<br />
und Aceton (Mischverhältnis 2 : 1) eluiert, um das in der Probe enthaltene Fett zu<br />
extrahieren. Nach dieser Fettextraktion wurde das Lösungsmittel durch einen<br />
Rotationsverdampfer verdampft und der Fettgehalt des Probenmaterials durch<br />
Gravimetrie bestimmt. Der Rückstand wurde dann zunächst in n-Hexan gelöst.<br />
Dieses Gemisch wurde dann, wie bereits bei den Futtermitteln beschrieben, auf eine<br />
Mischphasensäule gegeben, um die mitextrahierten Matrixbestandteile bzw. das Fett<br />
zu zerstören. Ab hier glich das Verfahren dem oben bereits beschriebenen.<br />
Muskulatur und Leberproben:<br />
Die Muskulatur- und Leberproben wurden – nachdem diese bei Bedarf zunächst<br />
aufgetaut wurden – mithilfe einer Moulinette zerkleinert. Bei den Muskulaturproben<br />
erfolgte stets die Bestimmung des Fettgehaltes in der Probe (aufgrund der<br />
rechtlichen Vorgaben dürfen Dioxingehalte nur in Proben mit einem Fettgehalt über<br />
2 % in pg/g Fett angegeben werden; bei Proben, die unter diesem Fettgehalt liegen,<br />
sind die Ergebnisse stets auf das Frischgewicht der Probe zu beziehen). Hierzu<br />
unterschied sich die angewandte Fettextraktion nicht von der, die bei der<br />
Vorbereitung zur Dioxinanalytik angewandt wurde (siehe oben). Lediglich wurden für<br />
die Bestimmung des Fettgehaltes dem Probenmaterial keine markierten Standards<br />
zugegeben. Mit dem Probenmaterial (Muskulatur bzw. Leber) wurde dann so<br />
verfahren, wie bereits bei den Milchproben beschrieben.<br />
93
Material und Methoden<br />
3.7 Körpermassenbestimmung der Tiere<br />
Die Bestimmung der Lebendgewichte der vorgenutzten Färsen aus den Gruppen F I,<br />
F II und F III erfolgte mithilfe einer transportablen Viehwaage (Hersteller: Waagen<br />
Sander) auf dem Versuchsbetrieb. Erhoben wurden die Färsengewichte an den<br />
Tagen der Kolostrum- und Milchprobenahmen sowie an einem zusätzlichen Datum,<br />
das zwischen diesen beiden Terminen lag. Ausnahmen hiervon ergaben sich bei 3<br />
Tieren: Bei diesen Färsen wurden die Körpergewichte erst 2 (F I 25/26), 3 (F III 3/16)<br />
bzw. 5 (F III 4/16) Tage nach der Biestmilchbeprobung erhoben. Zudem wurden die<br />
Färsen am Tag ihrer Schlachtung während des Verladens auf den Viehtransporter<br />
bzw. Hänger gewogen. Bei 2 Färsen (F I 20/26, F I 23/26) konnte das Lebendgewicht<br />
am Schlachttag nicht dokumentiert werden, da ein Wiegen dieser aufgebrachten<br />
Tiere nicht möglich war. In den Schlachthöfen erfolgte dann noch die Bestimmung<br />
aller Schlachtkörpergewichte (beide Schlachtkörperhälften). Dies erfolgte noch bevor<br />
die Muskulaturproben gewonnen wurden. Lediglich die Schlachtgruppe mit den<br />
Tieren F III 5/16 – 8/16 machte hiervon eine Ausnahme: Die Schlachtkörper dieser 4<br />
Tiere mussten aufgrund eines „Wiegefehlers“ im Anschluss der Probenahme erneut<br />
gewogen werden. Da die Muskulaturproben stets ein Gewicht von ca. 1,5 kg<br />
aufwiesen, wurde dies den Schlachtkörpergewichten im Nachhinein dazu addiert.<br />
3.8 Statistische Auswertung<br />
Die Berechnungen der hier aufgeführten Mittelwerte (arithmetischen Mittelwerte, d. h.<br />
Summe aller Einzelwerte dividiert durch die Anzahl der Werte; in den Tabellen<br />
aufgeführt als Ø) und Standardabweichungen wurden mithilfe der Microsoft Office<br />
Pakete 2003, 2004 und 2010 durchgeführt. Auf eine weitere statistische Auswertung<br />
wurde bewusst verzichtet, da zu viele Variationen innerhalb der auszuwertenden<br />
Gruppen vorlagen. Es unterschieden sich nicht nur die Färsengruppen<br />
untereinander, es kam vielmehr auch innerhalb der Schlachtgruppen, die ohnehin<br />
schon z. T. nur geringe Tierzahlen aufwiesen, zu Variationen (beispielsweise<br />
aufgrund fehlender Laktation), so dass ein aussagekräftiger statistischer Vergleich<br />
größerer Tiergruppen nicht möglich war.<br />
94
Material und Methoden<br />
Diverse Einzeldaten zu den Untersuchungsergebnissen – beispielsweise einzelne<br />
PCDD/F- und dl-PCB-Kongenerengehalte der untersuchten Proben, die im Ergebnisoder<br />
Diskussionsteil dieser Arbeit nicht explizit aufgelistet wurden – sind den<br />
Tabellen im Anhang (Kapitel 9) zu entnehmen.<br />
95
Ergebnisse<br />
4 Ergebnisse<br />
4.1 Chemische Futterzusammensetzung<br />
Im Rahmen dieses Feldversuches wurden die Futtermittel aufgrund ihrer zu<br />
erwartenden Dioxinkontamination in die Gruppe der „belasteten“ und „unbelasteten<br />
Futtermittel“ unterteilt. Die Futterproben wurden sowohl auf ihren Dioxingehalt als<br />
auch auf ihre chemische Zusammensetzung untersucht.<br />
4.1.1 Chemische Zusammensetzung der belasteten Futtermittel<br />
Vor der Futterumstellung bekamen die Tiere die „belasteten“ Futtermittel. Während<br />
der Stallperiode kamen Grassilagen zum Einsatz, die von den<br />
betriebseigenen<br />
Vordeichflächen gewonnen wurden. Während der Weideperiode stand den Färsen<br />
der Weideaufwuchs im Elbdeichvorland zur Verfügung. Eine Übersicht zu der<br />
chemischen Zusammensetzung findet sich in der folgenden Tabelle.<br />
Tabelle 5: Chemische Zusammensetzung von Futter, das von belastetem Grünland gewonnen wurde<br />
Grassilagen<br />
Probe<br />
TS Ra HCl* Rp Rfa Ca Mg P Na K Cl S Cu Zn Fe Mn<br />
g/kg g/kg TS mg/kg TS<br />
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<br />
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<br />
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<br />
2011,1.Schnitt<br />
(300m 3 )<br />
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<br />
2011,2.+3.Schnitt<br />
(500m 3 )<br />
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<br />
Probe<br />
Weideaufwuchs<br />
TS Ra HCl* Rp Rfa Ca Mg P Na K Cl S Cu Zn Fe Mn<br />
g/kg g/kg TS mg/kg TS<br />
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<br />
Beginn der Weidesaison<br />
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<br />
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<br />
Ungemähtes<br />
3<br />
Areal<br />
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<br />
Unter<br />
3<br />
Beobachtung<br />
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<br />
Ende der Weidesaison<br />
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<br />
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<br />
Ungemähtes<br />
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<br />
Areal<br />
Unter<br />
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<br />
Beobachtung<br />
1<br />
Bestimmung des TS-Gehalts erfolgte im LAVES (FI, Stade)<br />
* HCl-unlösliche Asche<br />
2 Schnittgut für Grassilage<br />
3 Zur Bestimmung der Ra- und HCl-unlösl. Asche-Gehalte dienten die am LAVES getrockneten, gemahlenen<br />
Proben (Probenaliquote aus der Dioxinanalytik, siehe 3.6.1)<br />
96
Ergebnisse<br />
4.1.2 Chemische Zusammensetzung der unbelasteten Futtermittel<br />
In den letzten Monaten vor der Schlachtung der Tiere kam ausschließlich<br />
dioxinunbelastetes Futter zum Einsatz. Die chemische Zusammensetzung dieser<br />
Futtermittel ist in der nachfolgenden Tabelle dargestellt. Die „unbelastete“ Grassilage<br />
(aus dem Binnendeichbereich) wurde im Rahmen einer Futtertischprobe beprobt, so<br />
dass die hier in der Tabelle aufgeführten Nährstoffgehalte sich auf eine Probe<br />
beziehen, die zusätzlich noch ca. 2 % Heu enthielt.<br />
Tabelle 6: Chemische Zusammensetzung der unbelasteten Futtermittel<br />
Probe<br />
TS Ra HCl* Rp Rfa Ca Mg P Na K Cl S Cu Zn Fe Mn<br />
g/kg g/kg TS mg/kg TS<br />
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<br />
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<br />
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<br />
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<br />
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<br />
* HCl-unlösliche Asche<br />
1<br />
Bestimmung des TS-Gehalts erfolgte im LAVES (FI, Stade)<br />
2<br />
Grassilage 2011,2.Schnitt + ca. 2 % Heu<br />
4.2 PCDD/F- und dl-PCB-Belastung<br />
Bei den Proben der diversen Matrizes fand eine Untersuchung auf ihre Gehalte an<br />
polychlorierten Dibenzo-p-dioxinen und Dibenzofuranen (PCDD/F) sowie<br />
dioxinähnlichen PCB (dl-PCB) statt. Aufgrund der Fragestellung dieser Arbeit<br />
(Nutzung dioxinexponierter Grünlandflächen) wurde das Hauptaugenmerk auf die<br />
PCDD/F gelegt. Im vorliegenden Ergebnisteil werden aber jeweils immer sowohl die<br />
Dioxin- als auch dl-PCB-Gehalte der Proben dargestellt. Bei allen Ergebnissen galt:<br />
Lagen einzelne Gehalte der PCDD/F- bzw. dl-PCB-Kongenere in den untersuchten<br />
Proben unterhalb der Nachweisgrenze, wurden bei der Berechnung der<br />
Toxizitätsäquivalente (TEQ) die jeweiligen Nachweisgrenzen stets eingerechnet: Die<br />
Angabe der Ergebnisse erfolgte also im „upper bound“. Um die Proben miteinander<br />
vergleichen zu können, wurde die Toxizitätsäquivalente stets mit den WHO-<br />
Toxizitätsfaktoren aus dem Jahr 2005 (TEF 2005) berechnet. Angaben zu den<br />
Gehalten einzelner Kongenere in den unterschiedlichen Proben wurden im<br />
Tabellenanhang erfasst. Die Ergebnisse zur Dioxinbelastung der untersuchten<br />
Matrizes finden sich in der Reihenfolge, die bereits bei der Beschreibung der<br />
Probenahme im Kapitel „Material und Methoden“ Verwendung fand: Zunächst wird<br />
auf die Ergebnisse von Bodenproben und „Betriebsproben“ eingegangen, danach<br />
97
Ergebnisse<br />
folgen die der untersuchten Futtermittelproben sowie der von den Tieren<br />
gewonnenen Proben (Milch, Muskulatur und Leber).<br />
4.2.1 Boden<br />
Die „Versuchstiere“ verbrachten die Sommermonate auf den Vordeichflächen an der<br />
Elbe. Auf dieser Weidefläche wurden Bodenproben entnommen und auf ihren Dioxin-<br />
und dl-PCB-Gehalt untersucht. Da die F III „Weidegruppe“ im Sommer 2012 auf<br />
einem abgetrennten Bereich der Weidefläche weidete und die bereits im Winter 2011<br />
genommenen Bodenproben nicht von diesem Teilbereich stammten, erfolgte im<br />
Sommer 2012 eine weitere Beprobung des Bodens. Während sich bei den<br />
Winterbodenproben des höher und tiefer gelegenen Entnahmeorts die Dioxingehalte<br />
von 44,0 bzw. 74,8 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS unterschieden, zeigten beide<br />
Sommerbodenproben einen Dioxingehalt von 153 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS. Die<br />
dioxinähnlichen PCB wiesen bei den vier Bodenproben – im Vergleich zu den<br />
PCDD/F – deutlich geringere Gehalte auf. Die dl-PCB-Gehalte variierten von<br />
0,488 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (Sommerbodenprobe, höher gelegenes Areal) bis<br />
4,98 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (Winterbodenprobe, tiefer gelegenes Areal),<br />
unterschieden sich folglich untereinander bis um das 10fache.<br />
Tabelle 7: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Bodenproben der Weidefläche (Elbdeichvorland)<br />
Bodenprobe<br />
Dioxin- + dl-PCB-Gehalte<br />
Entnahmezeitpunkt Lage des Areals PCDD/F 1 dl-PCB 2<br />
Winter 2011 Höher 44,0 1,56<br />
Tiefer 74,8 4,98<br />
Sommer 2012 Höher 153 0,488<br />
Tiefer 153 0,745<br />
1<br />
ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS (TEF 2005; upper bound)<br />
2<br />
ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (TEF 2005; upper bound)<br />
4.2.2 „Betriebsproben“<br />
Für eine Einschätzung der „Belastungssituation“ auf dem Betrieb wurde eine<br />
Kehrichtprobe der Hoffläche (in Stallnähe) genommen und untersucht. Diese wies<br />
mit 9,36 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS einen dl-PCB-Gehalt auf, der fast dem 9fachen<br />
des darin enthaltenen Dioxingehalts von 1,06 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS<br />
entsprach.<br />
Das „Stallmaterial“ (Holzmaterial von Pfosten und Brettern) wurde speziell unter der<br />
Fragestellung einer möglichen dl-PCB-Belastung in dem Stall der Färsengruppe F II<br />
98
Ergebnisse<br />
genommen. Auf eine Untersuchung der PCDD/F wurde dabei verzichtet. Die Menge<br />
von 4,40 ng WHO-PCB-TEQ pro Kilogramm ursprünglicher Substanz (d. h.<br />
Holzmaterial) entsprach bei dem angegebenen TS-Gehalt von 874 g/kg unter<br />
Einberechnung der Bestimmungsgrenzen einem dl-PCB-Gehalt in der Probe von<br />
5,02 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (TS-korrigierter Wert).<br />
Tabelle 8: PCDD/F und dl-PCB-Gehalte in den "Betriebsproben"<br />
Probe PCDD/F dl-PCB<br />
„Betriebskehricht“ 1,06 1 9,26 2<br />
„Stallmaterial“ n. u. 5,02 2,3<br />
1<br />
ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg TS (TEF 2005; upper bound)<br />
2 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS (TEF 2005; upper bound)<br />
3 TS-korrigierter Wert<br />
4.2.3 Futtermittel<br />
Anlehnend an die Einteilung, die bereits im „Material und Methoden-Teil“ dieser<br />
Arbeit Verwendung fand, wurden zunächst die Dioxin- und dl-PCB-Gehalte in den<br />
Futtermitteln dargestellt, die von „belasteten Standorten“ gewonnen wurden. Im<br />
Anschluss daran sind die Ergebnisse der dioxinunbelasteten Futtermittel aufgeführt.<br />
4.2.3.1 Futtermittel „belasteter Standorte“<br />
Vor der Futterumstellung wurden die im Rahmen dieser Arbeit begleiteten Tiere mit<br />
Grundfutter versorgt, das auf belasteten Standorten – d. h. von den Vordeichflächen<br />
an der Elbe – gewonnen wurde. Während der Stallhaltungszeit kamen Grassilagen<br />
zum Einsatz, in den Sommermonaten (Weideperiode) stellte der Weideaufwuchs die<br />
Nahrungsgrundlage der Tiere dar.<br />
Grassilagen:<br />
Tabelle 9: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Grassilagen, die im Vordeichbereich der Elbe gewonnen<br />
wurden (belasteter Standort)<br />
Probe<br />
PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3<br />
ng WHO-TEQ/kg FM 4<br />
1. Schnitt 2010 2,10 0,11 2,21<br />
1. Schnitt 2011 1,83 0,15 1,98<br />
3. Schnitt 2011 3,86 0,18 4,04<br />
1. Schnitt 2011 (300 m 3 ) 1,71 0,16 1,87<br />
2.+3. Schnitt 2011 (500 m 3 ) 4,82 0,12 4,94<br />
Aktionsgrenzwert 0,50 0,35 -<br />
Höchstgehalt 0,75 - 1,25<br />
1 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)<br />
2 ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)<br />
3 ng WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)<br />
4 bezogen auf 88 % TS<br />
99
Ergebnisse<br />
Die beprobten Grassilagen, die im Vordeichbereich der Elbe gewonnen wurden,<br />
wiesen mit 1,71 bis 4,82 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (88% TS) allesamt<br />
Dioxingehalte oberhalb des zulässigen Höchstgehaltes auf. Dieser liegt für<br />
Futtermittelausgangserzeugnisse pflanzlichen Ursprungs bei 0,75 ng WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/kg FM (88 % TS). Trotz der niedrigen dl-PCB-Gehalte, die im Bereich von 0,11<br />
bis 0,18 ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (88 % TS) variierten, wurde bei allen Proben<br />
auch der Summenhöchstgehalt von 1,25 ng WHO-PCDD/F-PCB-<br />
TEQ/kg FM (88 % TS) überschritten.<br />
Schnittgut für Grassilage 2012, 1. Schnitt:<br />
Der gemähte Weideaufwuchs (Schnitthöhe 8 cm) wies einen PCDD/F-Gehalt von<br />
0,20 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (bez. auf 88 % TS) und einen dl-PCB-Gehalt von<br />
0,04 ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (bez. auf 88 % TS), folglich einen Summengehalt<br />
von nur 0,24 ng/kg FM (bez. auf 88 % TS), auf. Diese Werte überschritten weder den<br />
für Dioxine geltenden Aktionsgrenzwert von 0,50 ng WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/kg FM (88 % TS) noch den für dl-PCB, der bei 0,35 ng WHO-PCB-<br />
TEQ/kg FM (88% TS) liegt.<br />
Weideaufwuchs:<br />
Tabelle 10: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte im Weideaufwuchs der Vordeichflächen<br />
Zeitpunkt der Probenahme und jeweilige Dioxingehalte<br />
Beprobtes Areal<br />
„Beginn der Weidesaison“<br />
„Ende der Weidesaison“<br />
PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3 PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3<br />
ng WHO-TEQ/kg FM 4 ng WHO-TEQ /kg FM 4<br />
höher gelegen 0,25 0,06 0,31 0,46 0,12 0,58<br />
tiefer gelegen 0,11 0,05 0,16 0,74 0,12 0,86<br />
nicht mähfähig 0,14 0,08 0,22 3,64 0,22 3,86<br />
unter Beobachtung 0,16 0,12 0,28 0,46 0,14 0,60<br />
Aktionsgrenzwert 0,50 0,35 - 0,50 0,35 -<br />
Höchstgehalt 0,75 - 1,25 0,75 - 1,25<br />
1 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)<br />
2<br />
ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)<br />
3<br />
ng WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)<br />
4 bezogen auf 88 % TS<br />
Die Untersuchungsergebnisse der Aufwuchsproben zeigten recht unterschiedliche<br />
Dioxingehalte (siehe Tabelle 10). Während die PCDD/F-Gehalte am „Beginn der<br />
Weidesaison“ zwischen Werten von 0,11 und 0,25 ng WHO-PCDD/F-<br />
100
Ergebnisse<br />
TEQ/kg FM (88 % TS) variierten, wiesen die zum späteren Zeitpunkt genommenen<br />
Proben Gehalte von 0,46 bis 3,64 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (88 % TS) auf, d. h.<br />
zeigten ein insgesamt höheres Niveau. Die Dioxingehalte in den erstgenannten<br />
Proben wiesen eine geringere Spannbreite auf, wohingegen die PCDD/F-Gehalte im<br />
untersuchten Weideaufwuchs zum „Ende der Weidesaison“ zwischen den<br />
unterschiedlichen Probenahmeorten bzw. -varianten deutlich weiter auseinander<br />
lagen. Im Fall der dioxinähnlichen PCB zeigte sich bei den 8 untersuchten<br />
Weideaufwuchsproben eine Spannbreite zwischen 0,05 bis 0,22 ng WHO-PCB-<br />
TEQ/kg FM (88 % TS). Diese beiden Gehalte unterschieden sich also um mehr als<br />
das 4fache. Bei einer Probe von dem Weideaufwuchs (nicht mähfähiges Areal, Ende<br />
der Weidesaison) überschritten die Gehalte von 3,64 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM<br />
(88 % TS) bzw. 3,86 ng WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/kg FM (88 % TS) sowohl den<br />
Höchstgehalt für Dioxine als auch den Summenhöchstgehalt für PCDD/F und dl-<br />
PCB. Eine weitere Probe wies einen Dioxingehalt von 0,74 WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/kg FM (88 % TS) und zeigte somit eine Aktionsgrenzwertüberschreitung. Die dl-<br />
PCB-Gehalte im Weideaufwuchs erreichten hingegen bei keiner der Proben den<br />
Aktionsgrenzwert.<br />
4.2.3.2 Futtermittel „unbelasteter Standorte“<br />
Tabelle 11: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den unbelasteten Futtermitteln<br />
Probe<br />
PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3<br />
ng WHO-TEQ/kg FM 4<br />
Maissilage 2010 0,18 0,10 0,28<br />
Maissilage 2011 0,41 0,07 0,48<br />
Erbsensilage 2011 0,17 0,10 0,27<br />
Futtertischprobe 5 0,31 n. u. k. A.<br />
Kraftfutter 0,09 0,01 0,10<br />
Aktionsgrenzwert 0,50 0,35 -<br />
Höchstgehalt 0,75 - 1,25<br />
1 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)<br />
2 ng WHO-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)<br />
3 ng WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/kg FM (TEF 2005; upper bound)<br />
4 bezogen auf 88 % TS<br />
5 Grassilage 2011 + ca. 2 % Heu<br />
Die Versuchstiere der 3 Färsengruppen wurden vor ihrer Schlachtung über eine<br />
Dauer von mindestens 2,75 Monaten mit unbelastetem Futter versorgt. In den<br />
Futtermitteln variierten die Dioxingehalte von 0,09 bis 0,41 ng WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/kg FM (88 % TS), d. h. sie wiesen damit allesamt Gehalte unterhalb des<br />
101
Ergebnisse<br />
Aktionsgrenzwertes und somit auch unterhalb des zulässigen Höchstgehaltes auf.<br />
Auch der Aktionsgrenzwert für dl-PCB wurde von keiner Probe erreicht. So kam es in<br />
keinem dieser Futtermittel zu einer Summenhöchstgehaltüberschreitung. Die<br />
Futtertischprobe (Grassilage 2011, 2. Schnitt + ca. 2 % Heu) wurde im Rahmen einer<br />
amtlichen Kontrolle entnommen und lediglich auf ihren PCDD/F-Gehalt untersucht.<br />
Es liegen also hier keine Untersuchungsergebnisse zum dl-PCB-Gehalt vor, so dass<br />
auch kein Summengehalt angegeben werden konnte.<br />
4.2.4 Milch<br />
Nach der Geburt ihres ersten und einzigen Kalbes wurde von den Färsen aus den<br />
Gruppen F I – F III sowohl Kolostrum (1 Tag p. p.) als auch nach ca. 3 Monaten<br />
Laktation „reife Milch“ gewonnen. Diese Proben wurden dann – zum einen als<br />
Individual-, zum anderen als Poolproben – der Dioxinanalytik zugeführt, um eine<br />
Einschätzung zur Belastungssituation der Tiere treffen zu können.<br />
Tabelle 12: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte im Kolostrum (Kol.) von Tieren aus den Gruppen F I - F III<br />
unter Berücksichtigung der Frage, ob bei Probenahme noch belastete Futtermittel (bel. FM) oder bereits<br />
unbelastete Futtermittel (unbel. FM) im Einsatz waren<br />
Probe Fütterung 1 n 2 PCDD/F 3 dl-PCB 4 Σ 5<br />
Kol. F I a bel. FM 2 8,03 3,03 11,06<br />
Kol. F I b bel. FM 1 4,96 2,16 7,12<br />
Kol. F I c bel. FM 1 7,85 3,16 11,01<br />
Kol. F II unbel. FM 7 4,59 2,30 6,89<br />
Kol. F III bel. FM 12 6,26 1,92 8,18<br />
Für Kolostrum sind weder Auslösewerte noch Höchstgehalte festgelegt<br />
1 Versorgung der Tiere zum Zeitpunkt der Probenahme (bel. oder unbel. FM)<br />
2 Anzahl der beprobten Tiere<br />
3 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
4 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
5 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
Das Kolostrum (Kol.) von Tieren der ersten Gruppe (F I) wurde zu einem Zeitpunkt<br />
entnommen, als die Tiere noch belastetes Futter erhielten. Während die Proben<br />
Kol. F I a (Poolprobe) und Kol. F I c (Individualprobe) sowohl bei den PCDD/F als<br />
auch dl-PCB ähnliche Werte aufwiesen, enthielt die dritte Kolostrumprobe Kol. F I b<br />
(Individualprobe) dieser Färsengruppe mit 4,96 pg WHO-PCDDD/F-TEQ/g Fett und<br />
2,16 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett hingegen sowohl einen geringeren PCDD/F- als auch<br />
dl-PCB-Gehalt.<br />
102
Ergebnisse<br />
Die zweite Färsengruppe (F II) erhielt zum Zeitpunkt der Kolostrumprobenahme<br />
bereits über einen Zeitraum von ca. 7 Wochen unbelastetes Futter, da die<br />
Futterumstellung bereits vor den Abkalbungen erfolgte. Die Kolostrumproben von<br />
den 7 Tieren, die ein lebendes Kalb zur Welt brachten, wurden in einer Sammelprobe<br />
vereint. Diese wies mit einem Dioxingehalt von 4,59 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett<br />
und einem dl-PCB-Gehalt von 2,30 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett ein ähnliches<br />
Belastungsniveau auf wie die Probe Kol. F I b.<br />
Die Futterumstellung der Tiere aus der Gruppe F III erfolgte einige Wochen nach<br />
ihren Abkalbungen, so dass das Kolostrum dieser vorgenutzten Färsen zu einem<br />
Zeitpunkt gewonnen wurde, als noch belastetes Futter im Einsatz war. Lediglich bei<br />
einer Färse erfolgte die Futterumstellung bereits eine Woche ante partum, das<br />
Kolostrum dieses Tieres ging jedoch nicht in die Sammelprobe mit ein.<br />
Für Kolostrum gelten weder Auslösewerte für Dioxine und dl-PCB, noch existiert ein<br />
Höchstgehalt für die PCDD/F bzw. ein Summenhöchstgehalt für Dioxine und<br />
dioxinähnliche PCB.<br />
Auch bei der Entnahme der „reifen Milch“ (RM) unterschied sich das Futterangebot<br />
der drei Färsengruppen. Während die Tiere der Gruppe F I zu diesem Zeitpunkt noch<br />
belastetes Futter bekamen, erhielten die Tiere aus den Gruppen F II und F III, die<br />
ebenso ca. 12 Wochen p. p. beprobt wurden, bereits unbelastete Futtermittel.<br />
Tabelle 13: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der "Reifen Milch" (RM) von Tieren aus den Gruppen F I -<br />
F III unter Berücksichtigung der Frage, ob bei Probenahme noch belastete Futtermittel (bel. FM) oder<br />
bereits unbelastete Futtermittel (unbel. FM) im Einsatz waren<br />
Proben Fütterung 1 n 2 PCDD/F 3 dl-PCB 4 Σ 5<br />
RM F I a bel. FM 2 3,55 1,43 4,98<br />
RM F I b bel. FM 1 6,61 6 1,49 8,10<br />
RM F I c bel. FM 1 5,24 2,20 7,44<br />
RM F II unbel. FM 7 2,32 2,25 4,57<br />
RM F III a unbel. FM 4 3,28 1,51 4,79<br />
RM F III b unbel. FM 4 3,54 1,37 4,91<br />
Auslösewert 1,75 2,00 -<br />
Höchstgehalt 2,50 - 5,50<br />
1 Fütterungsbedingungen bei Probenahme<br />
2 Anzahl der beprobten Tiere<br />
3 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
4 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
5 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
6 V. a. akzidentelle Kontamination aufgrund ungewöhnlich hoher Werte einzelner Kongenere<br />
103
Ergebnisse<br />
In den untersuchten Milchproben lagen alle PCDD/F-TEQ oberhalb des Dioxin-<br />
Auslösewerts von 1,75 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett. Der Auslösewert für dl-PCB<br />
(2,00 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett) wurde von den Proben RM F I c und RM F II<br />
überschritten, wobei die Werte unter Berücksichtigung einer Messunsicherheit von<br />
± 20 % noch im Streubereich lagen. Der Dioxin-Höchstgehalt von 2,50 pg WHO-<br />
PCDD/F-TEQ/g Fett wurde von den drei Proben aus der ersten Färsengruppe<br />
(RM F I a – c) selbst unter Berücksichtigung der Messunsicherheit nicht eingehalten.<br />
Der Summen-TEQ der Proben RM F I b und RM F I c lagen zudem auch oberhalb<br />
des Höchstgehaltes für die Summe aus Dioxinen und dioxinähnlichen PCB<br />
(5,50 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett).<br />
4.2.5 Muskulatur<br />
In den folgenden Tabellen wurden die PCDD/F- sowie dl-PCB- bzw. Summen-TEQ<br />
von den Muskulaturproben zusammengestellt. Die Ergebnisse sind zunächst nach<br />
ihrer Probenherkunft, d. h. den Tiergruppen, sortiert. Im Anschluss daran findet sich<br />
eine Übersichtstabelle (Tabelle 20) der Dioxin- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur<br />
von allen beprobten Färsen (F 0, F I – F III) in Abhängigkeit von der Einsatzdauer<br />
unbelasteter Futtermittel – ohne Berücksichtigung der einzelnen Fütterungsgruppen.<br />
Gruppe F I:<br />
Tabelle 14: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur von den Färsen aus der Gruppe F I unter<br />
Berücksichtigung der Einsatzdauer unbelasteter Futtermittel vor der Schlachtung<br />
Färse Alter Unbel. FM<br />
Muskulatur<br />
F I (Mon.) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD<br />
1/26 35<br />
1,55<br />
1,28<br />
2,83<br />
2/26 35 1,60 1,35 2,95<br />
3/26 35 1,68 1,44 3,12<br />
1,57<br />
1,30<br />
2,87<br />
4/26 36 3 1,53 1,30 2,83<br />
± 0,063<br />
± 0,079<br />
± 0,127<br />
5/26 36 1,51 1,29 2,80<br />
6/26 36 1,61 1,20 2,81<br />
7/26 36 1,51 1,23 2,74<br />
8/26 36<br />
1,08<br />
1,25<br />
2,33<br />
9/26 33 1,18 1,57 2,75<br />
10/26 36 1,33 1,35 2,68<br />
11/26 36 1,39 1,29 1,27 1,31 2,66 2,59<br />
3,5<br />
12/26 36 1,15 ± 0,168 1,32 ± 0,116 2,47 ± 0,187<br />
13/26 36 1,29 1,24 2,53<br />
14/26 36 1,24 1,19 2,43<br />
15/26 37 1,62 1,28 2,90<br />
104
Ergebnisse<br />
Fortsetzung Tabelle 14<br />
Färse<br />
F I<br />
Alter<br />
(Mon.)<br />
Unbel. FM<br />
(Monate)<br />
Muskulatur<br />
PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD<br />
1,67<br />
1,41<br />
3,08<br />
16/26 37<br />
17/26 36 1,73 1,67 1,84 1,47 3,57<br />
4<br />
18/26 36 1,58 ± 0,063 1,18 ± 0,274 2,76<br />
19/26 37 1,69 1,44 3,13<br />
3,14<br />
± 0,333<br />
20/26 38<br />
1,47<br />
1,22<br />
2,69<br />
21/26 36 1,24 1,20 0,97 1,06 2,21 2,26<br />
5<br />
22/26 37 1,33 ± 0,318 1,07 ± 0,116 2,40 ± 0,408<br />
23/26 37 0,74 0,98 1,72<br />
24/26 39<br />
1,18 1,19 1,06 1,07 2,24 2,26<br />
5,5<br />
25/26 39 1,19 ± 0,007 1,08 ± 0,014 2,27 ± 0,021<br />
26/26 42 10 0,61 - 1,31 - 1,92 -<br />
Auslösewert 1,75 1,75 -<br />
Höchstgehalt 2,50 - 4,00<br />
1<br />
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
In der ersten Gruppe von Färsen kam es bei keiner der Muskulaturproben zu einer<br />
Höchstgehaltüberschreitung. Auch konnte bei keiner Probe eine absolute<br />
Überschreitung der Auslösewerte für PCDD/F oder dl-PCB vermerkt werden.<br />
Lediglich eine nominelle Auslösewertüberschreitung (Auslösewert für PCDD/F bzw.<br />
dl-PCB: 1,75 pg WHO-TEQ/g Fett) gab es bei einem dl-PCB-Gehalt von<br />
1,84 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett in der Muskulaturprobe der Färse F I 17/26, der aber<br />
unter Berücksichtigung einer Messunsicherheit von ± 20 % noch im Streubereich lag.<br />
Gruppe F II:<br />
Tabelle 15: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur von den Färsen aus der Gruppe F II unter<br />
Berücksichtigung der Einsatzdauer unbelasteter Futtermittel vor der Schlachtung<br />
Färse Alter Unbel. FM<br />
Muskulatur<br />
F II (Mon.) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD<br />
1/9 30 5 1,65 - 1,64 - 3,29 -<br />
2/9 34<br />
1,93<br />
2,39<br />
4,32<br />
3/9 33 2,26 1,97 2,90 2,42 5,16 4,38<br />
7<br />
4/9 34 1,52 ± 0,327 1,65 ± 0,552 3,17 ±0,879<br />
5/9 34 2,15 2,72 4,87<br />
6/9 36<br />
1,28<br />
1,53<br />
2,81<br />
7/9 36 1,46 1,28 2,05 1,73 3,51 3,01<br />
9,5<br />
8/9 36 1,04 4 ± 0,178 1,54 4 ± 0,247 2,58 4 ± 0,406<br />
9/9 36 1,35 1,80 3,15<br />
Auslösewert 1,75 1,75 -<br />
Höchstgehalt 2,50 - 4,00<br />
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
4<br />
Werte umgerechnet in pg/g Fett (da der Fettgehalt in der Probe < 2% lag, wurde das Ergebnis zunächst in<br />
pg/g Erzeugnis angegeben)<br />
105
Ergebnisse<br />
Bei der zweiten Färsengruppe wurde der Summenhöchstgehalt für PCDD/F und<br />
dioxinähnliche PCB von 4,0 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett auch unter<br />
Berücksichtigung einer Messunsicherheit von ± 20 % in einer Muskulaturprobe<br />
(F II 3/9) nicht eingehalten: Die Probe enthielt 5,16 pg WHO-PCDD/F-PCB-<br />
TEQ/g Fett. Zudem wiesen die Proben der Tiere F II 2/9 und F II 5/9 mit 4,32 bzw.<br />
4,87 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett nominelle Überschreitungen des<br />
Summenhöchstgehaltes auf, lagen aber unter Berücksichtigung der<br />
Messunsicherheit noch im Streubereich. Der Auslösewert für Dioxine wurde in den<br />
Proben F II 3/9 und F II 5/9 trotz Berücksichtigung der Messunsicherheit<br />
überschritten. Der Dioxingehalt der Probe F II 2/9 lag mit 1,93 pg WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/g Fett noch innerhalb des Streubereiches des Auslösewertes. Betrachtet man<br />
die dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben, so gab es drei absolute<br />
Auslösewertüberschreitungen bei den Proben F II 2/9, F II 3/9 und F II 5/9 sowie zwei<br />
nominelle Auslösewertüberschreitungen in den Proben F II 7/9 sowie F II 9/9.<br />
Gruppe F III:<br />
Tabelle 16: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur von den Färsen aus der Gruppe F III unter<br />
Berücksichtigung der Einsatzdauer unbelasteter Futtermittel vor der Schlachtung<br />
Färse Alter Unbel. FM<br />
Muskulatur<br />
F III (Mon.) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD<br />
1/16 (S) 34<br />
2,35<br />
1,33<br />
3,68<br />
2/16 (W) 33 2,24 2,38 1,25 1,34 3,49 3,72<br />
2,75<br />
3/16 (W) 34 1,65 ± 0,679 1,15 ± 0,194 2,80 ± 0,874<br />
4/16 (S) 37 3,29 1,61 4,90<br />
10/16 (S) 37<br />
2,68<br />
1,63<br />
4,31<br />
2,11<br />
1,32<br />
3,44<br />
12/16 (W) 35 4,5 1,73 4 1,27 4 3,00 4<br />
± 0,503<br />
± 0,284<br />
± 0,756<br />
13/16 (W) 35 1,92 1,07 3,00<br />
5/16 (W) 36<br />
2,08<br />
1,48<br />
3,56<br />
6/16 (S) 36 1,99 2,23 1,07 1,40 3,06 3,62<br />
5<br />
7/16 (S) 37 2,26 ± 0,260 1,32 ± 0,269 3,58 ± 0,506<br />
8/16 (S) 37 2,58 1,71 4,29<br />
9/16 (S) 37<br />
2,39<br />
1,26<br />
3,65<br />
11/16 (W) 37 1,58 1,05 2,63<br />
1,67<br />
1,04<br />
2,71<br />
14/16 (W) 37 5,75 1,93 1,13 3,06<br />
± 0,513<br />
± 0,171<br />
± 0,682<br />
15/16 (S) 36 1,04 4 0,83 4 1,87 4<br />
16/16 (W) 40 1,42 0,91 2,33<br />
Auslösewert 1,75 1,75 -<br />
Höchstgehalt 2,50 - 4,00<br />
S: „Stallgruppe”, W: „Weidegruppe”<br />
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
4<br />
Werte umgerechnet in pg/g Fett (da der Fettgehalt in der Probe < 2% lag, wurde das Ergebnis zunächst in<br />
pg/g Erzeugnis angegeben)<br />
106
Ergebnisse<br />
Unter den untersuchten Muskulaturproben der dritten Gruppe von Färsen gab es<br />
eine Probe (F III 4/16) mit einem Dioxingehalt von 3,29 pg WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/g Fett, der – auch unter Berücksichtigung der Messunsicherheit – oberhalb des<br />
zulässigen Höchstgehaltes (2,5 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) lag. In dieser Probe<br />
kam es außerdem zu einer – wenn auch nur nominellen – Überschreitung des<br />
Summenhöchstgehaltes für Dioxine und dl-PCB. Zudem wurde sowohl der Dioxinals<br />
auch der Summenhöchstgehalt bei 2 weiteren Proben (F III 10/16 und 8/16)<br />
nominell überschritten. Betrachtet man die Ergebnisse der dritten Gruppe von Färsen<br />
im Hinblick auf Auslösewertüberschreitungen, so überschritten vier Proben<br />
(F III 1/16, F III 2/16, F III 7/16 und F III 9/16) den Auslösewert für PCDD/F auch<br />
unter Berücksichtigung der Messunsicherheit von ± 20 %. Nominelle<br />
Überschreitungen des Dioxin-Auslösewertes gab es zusätzlich noch bei 4 der<br />
untersuchten Proben (F III 13/16, F III 5/16, F III 14/16). Im Gegensatz hierzu wurde<br />
der Auslösewert für dl-PCB in keiner Muskulaturprobe dieser Gruppe erreicht.<br />
Färse F 0:<br />
Tabelle 17: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur der Färse F 0 (bis zum Tag der Schlachtung<br />
belastetes Futter)<br />
Färse<br />
Alter Unbel. FM<br />
Muskulatur<br />
(Monate) (Monate) PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3<br />
F 0 33 0 3,65 2,91 6,56<br />
Auslösewert 1,75 1,75 -<br />
Höchstgehalt 2,50 - 4,00<br />
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
Die vorgenutzte Färse F 0 wurde geschlachtet, ohne dass eine Futterumstellung<br />
vorgenommen wurde, d. h. dieses Tier bekam bis zum Tag der Schlachtung<br />
dioxinbelastetes Futter. Die Muskulatur des Tiere wies mit einem Gehalt von<br />
3,65 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett sowohl eine Höchstgehaltüberschreitung für<br />
Dioxine als auch mit dem Summenwert von 6,56 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett<br />
eine Summenhöchstgehaltüberschreitung auf – jeweils trotz der Berücksichtigung<br />
einer Messunsicherheit von ± 20 %. Der dl-PCB-Gehalt von 2,91 pg WHO-PCB-<br />
TEQ/g Fett überstieg zudem den gültigen Auslösewert (1,75 pg WHO-PCB-<br />
TEQ/g Fett).<br />
107
Ergebnisse<br />
Altkühe (AK 1 - 6):<br />
Tabelle 18: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur von Altkühen, die vor ihrer Schlachtung<br />
über einen Zeitraum von 5,5 Monaten unbelastetes Futter bekamen<br />
Altkuh<br />
Alter Unbel. FM<br />
Muskulatur<br />
(Jahre) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD<br />
AK 1 8<br />
0,66<br />
0,92<br />
1,58<br />
AK 2 7 0,83 0,97 1,80<br />
AK 3 7 1,13 0,832 0,98 0,928 2,11 1,76<br />
5,5<br />
AK 4 7 1,07 ± 0,224 0,99 ± 0,066 2,06 ± 0,282<br />
AK 5 7 0,58 0,82 1,40<br />
AK 6 7 0,72 0,89 1,61<br />
Auslösewert 1,75 1,75 -<br />
Höchstgehalt 2,50 - 4,00<br />
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
Der Tabelle sind die Dioxingehalte in der Muskulatur von Altkühen zu entnehmen. Im<br />
Anschluss an ihre Nutzung als Mutterkuh wurden die Kühe für eine Dauer von 5,5<br />
Monaten im Stall mit unbelastetem Futter (Maissilage) versorgt. Sowohl die<br />
Dioxingehalte, die in den Proben zwischen 0,58 und 1,13 pg WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/g Fett lagen, als auch die dl-PCB-Gehalte, die von 0,82 bis 0,99 pg WHO-PCB-<br />
TEQ/g Fett variierten, blieben alle unterhalb der zulässigen Auslösewerte (für beide<br />
Stoffgruppen: 1,75 WHO-TEQ/g Fett). Folglich überschritt auch keine Probe den<br />
Höchstgehalt für Dioxine bzw. den für die Summe aus PCDD/F und dl-PCB.<br />
Absetzer (A):<br />
Tabelle 19: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur des Absetzers (2,5 Monate unbelastetes<br />
Futter vor der Schlachtung)<br />
Alter Unbel. FM<br />
Muskulatur<br />
Absetzer<br />
(Monate) (Monate) PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3<br />
A 7 3,5 2,23 2,73 4,96<br />
Auslösewert 1,75 1,75 -<br />
Höchstgehalt 2,50 - 4,00<br />
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
Bei dem Absetzer handelte es sich um ein weibliches Tier, das in den ersten<br />
Lebensmonaten potentiell belastete Milch vom Muttertier aufnahm, bevor es in den<br />
letzten 3,5 Lebensmonaten vor der Schlachtung unbelastetes Futter bekam. In der<br />
Muskulatur wurde mit einem Gehalt von 4,96 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett<br />
108
Ergebnisse<br />
zwar der Summenhöchstgehalt für Dioxine und dl-PCB nominell überschritten, dieser<br />
lag aber unter Berücksichtigung der Messunsicherheit von ± 20 % noch im<br />
Streubereich. Bei dem Dioxingehalt kam es zu keiner Überschreitung des<br />
Höchstgehaltes, wohl aber zu einer Auslösewertüberschreitung. Sowohl der<br />
PCDD/F- als auch der dl-PCB-Gehalt überstiegen unter Berücksichtigung der<br />
Messunsicherheit von ± 20 % den jeweils EU-weit festgelegten Auslösewert von<br />
1,75 WHO-TEQ/g Fett.<br />
Totgeborene Kälber:<br />
Um den diaplazentaren Übergang der Dioxine und dioxinähnlichen PCB einschätzen<br />
zu können, wurde Muskulatur (und auch die Leber) von zwei totgeborenen Kälbern<br />
entnommen und als Sammelprobe untersucht. Ihre „Muttertiere“ gehörten beide der<br />
Gruppe F III an. Diese Färsengruppe wurde erst einige Wochen nach den<br />
Abkalbungen auf unbelastete Futtermittel umgestellt, so dass die „Muttertiere“ beider<br />
totgeborenen Kälber während ihrer Tragezeit noch belastetes Futter bekamen. Die<br />
Feten wurden somit intrauterin mit Dioxinen exponiert. Die Poolprobe aus dem<br />
Muskelgewebe beider totgeborenen Kälber wies einen Dioxingehalt von<br />
2,79 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett und einen dl-PCB-Gehalt von 1,86 pg WHO-PCB-<br />
TEQ/g Fett auf.<br />
Wie bereits oben erwähnt, wurden die Ergebnisse der Dioxinanalytik von den<br />
Muskulaturproben der Färse F 0 und der Tiere aus den Färsengruppen F I – III in<br />
eine Übersichtstabelle (Tabelle 20) zusammengefasst. Der angegebene Mittelwert<br />
und die Standardabweichung der Schlachtgruppe, die über die letzten 5 Monate vor<br />
der Schlachtung mit unbelastetem Futter versorgt wurde, errechneten sich aus den<br />
Ergebnissen von Proben, die von Tieren aller drei Fütterungsgruppen stammten. Bei<br />
den übrigen Mittelwerten und Standardabweichungen gingen nur immer Ergebnisse<br />
aus einer Färsengruppe ein, da zu den jeweiligen Zeitpunkten nur Tiere geschlachtet<br />
wurden, die einer Gruppe entstammten. Jeweils farblich hinterlegt finden sich in der<br />
Tabelle die Gehalte wieder, die zu einer absoluten (rot) bzw. nominellen (rosa)<br />
Höchstgehaltüberschreitung führten oder den Auslösewert überschritten (blau).<br />
109
Ergebnisse<br />
Tabelle 20: Übersicht über die PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur der Färse F 0 sowie aller<br />
Färsen aus den Gruppen I, II und III – geordnet nach ihren jeweiligen „Absetzfristen“, d. h. der Anzahl<br />
von Monaten mit unbelastetem Futter vor der Schlachtung<br />
Färse Alter Unbel. FM<br />
Muskulatur<br />
(Mon.) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD<br />
F 0 33 0 3,65 - 2,91 - 6,56 -<br />
F III 1/16 34<br />
2,35<br />
1,33<br />
3,68<br />
F III 2/16 32 2,24 2,38<br />
1,25 1,34 3,49<br />
2,75<br />
F III 3/16 34 1,65 ± 0,679 1,15 ± 0,194 2,80<br />
F III 4/16 37 3,29 1,61 4,90<br />
F I 1/26 35<br />
1,55<br />
1,28<br />
2,83<br />
F I 2/26 35 1,60 1,35 2,95<br />
F I 3/26 35 1,68 1,44 3,12<br />
1,57<br />
1,30<br />
F I 4/26 36 3<br />
1,53 1,30 2,83<br />
± 0,063<br />
± 0,079<br />
F I 5/26 36 1,51 1,29 2,80<br />
F I 6/26 36 1,61 1,20 2,81<br />
F I 7/26 36 1,51 1,23 2,74<br />
F I 8/26 36<br />
1,08<br />
1,25<br />
2,33<br />
F I 9/26 33 1,18 1,57 2,75<br />
F I 10/26 36 1,33 1,35 2,68<br />
F I 11/26 36 1,39 1,29<br />
1,27 1,31 2,66<br />
3,5<br />
F I 12/26 36 1,15 ± 0,168 1,32 ± 0,116 2,47<br />
F I 13/26 36 1,29 1,24 2,53<br />
F I 14/26 36 1,24 1,19 2,43<br />
F I 15/26 37 1,62 1,28 2,90<br />
F I 16/26 37<br />
1,67<br />
1,41<br />
3,08<br />
F I 17/26 36 1,73 1,67<br />
1,84 1,47 3,57<br />
4<br />
F I 18/26 36 1,58 ± 0,063 1,18 ± 0,274 2,76<br />
F I 19/26 37 1,69 1,44 3,13<br />
F III 10/16 37<br />
2,68<br />
1,63<br />
4,31<br />
2,11<br />
1,32<br />
F III 12/16 35 4,5<br />
1,73 1,27 3,00<br />
± 0,503<br />
± 0,284<br />
F III 13/16 35 1,92 1,07 3,00<br />
F I 20/26 38<br />
1,47<br />
1,22<br />
2,69<br />
F I 21/26 36 1,24 0,97 2,21<br />
F I 22/26 37 1,33 1,07 2,40<br />
F I 23/26 37 0,74 0,98 1,72<br />
1,70<br />
1,27<br />
F II 1/9 30 5<br />
1,65 1,64 3,29<br />
± 0,575<br />
± 0,281<br />
F III 5/16 36 2,08 1,48 3,56<br />
F III 6/16 36 1,99 1,07 3,06<br />
F III 7/16 37 2,26 1,32 3,58<br />
F III 8/16 37 2,58 1,71 4,29<br />
F I 24/26 39<br />
1,18 1,19<br />
1,06 1,07<br />
5,5<br />
F I 25/26 39 1,19 ±0,007 1,08 ± 0,014 2,27<br />
F III 9/16 37<br />
2,39<br />
1,26<br />
3,65<br />
F III 11/16 37 1,58 1,05 2,63<br />
1,67<br />
1,04<br />
F III 14/16 37 5,75<br />
1,93 1,13 3,06<br />
± 0,513<br />
± 0,171<br />
F III 15/16 36 1,04 0,83 1,87<br />
F III 16/16 40 1,42 0,91 2,33<br />
3,72<br />
± 0,874<br />
2,87<br />
± 0,127<br />
2,59<br />
± 0,187<br />
3,14<br />
± 0,333<br />
3,44<br />
± 0,756<br />
2,98<br />
± 0,800<br />
2,24 2,26<br />
± 0,021<br />
F II 2/9 34<br />
1,93<br />
2,39<br />
4,32<br />
F II 3/9 33 2,26 1,97<br />
2,90 2,42 5,16<br />
7<br />
F II 4/9 34 1,52 ± 0,327 1,65 ± 0,552 3,17<br />
F II 5/9 34 2,15 2,72 4,87<br />
F II 6/9 36<br />
1,28<br />
1,53<br />
2,81<br />
F II 7/9 36 1,46 1,28<br />
2,05 1,73 3,51<br />
9,5<br />
F II 8/9 36 1,04 ± 0,178 1,54 ± 0,247 2,58<br />
F II 9/9 36 1,35 1,80 3,15<br />
F I 26/26 42 10 0,61 - 1,31 - 1,92 -<br />
Auslösewert 1,75 1,75 -<br />
Höchstgehalt 2,50 - 4,00<br />
Höchstgehaltüberschreitung<br />
Auslösewertüberschreitung<br />
2,71<br />
± 0,682<br />
4,38<br />
±0,879<br />
3,01<br />
± 0,406<br />
Nominelle Höchstgehaltüberschreitung, d h. im<br />
Bereich der Messunsicherheit von ± 20 %<br />
110
Ergebnisse<br />
4.2.6 Leber<br />
F I – III:<br />
Wie im Kapitel 3.3.5.2 beschrieben, wurden die Leberproben einiger Färsen aus den<br />
Gruppen F I – F III zu Sammelproben (aus Kostengründen) vereinigt und einer<br />
Dioxinanalytik unterzogen. Pro Färsengruppe wurden zwei Poolproben untersucht.<br />
Die Ergebnisse – mit der Angabe, wie lang die beprobten Tiere vor der Schlachtung<br />
mit unbelastetem Futter versorgt wurden – sind in der nachfolgenden Tabelle<br />
aufgeführt.<br />
Tabelle 21: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberpoolproben aus den Gruppen F I - F III unter<br />
Berücksichtigung, über welchen Zeitraum die Färsen vor ihrer Schlachtung mit unbelastetem Futter<br />
versorgt wurden<br />
Leberpoolprobe Anzahl Tiere<br />
Unbel. FM<br />
Leber<br />
(Mon.) PCDD/F 2 dl-PCB 3 Σ 4<br />
F I L a 3 1 3,5 9,30 3,56 12,86<br />
F I L b 4 3,5 9,29 3,15 12,44<br />
F II L a 5 (1/4) 5/7 15,21 7,07 22,28<br />
F II L b 4 9,5 6,22 3,47 9,69<br />
F III L a 2 5 2,75 20,11 3,57 23,68<br />
F III L b 2 5,75 7,80 1,95 9,75<br />
Auslösewert - - -<br />
Höchstgehalt 4,50 - 10,0<br />
1 Tiere mit unbekannter Hintergrundbelastung (Tiere wurden zugekauft)<br />
2 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
3 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
4 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
5<br />
Tiere hatten eine Totgeburt und wiesen keine Laktation auf<br />
Für Lebern sind bislang lediglich ein Höchstgehalt für Dioxine und ein<br />
Summenhöchstgehalt für Dioxine und dioxinähnliche PCB festgelegt. Auslösewerte<br />
existieren für dieses Organ weder für die PCDD/F noch für die dl-PCB. Jede der<br />
untersuchten Leberproben übertraf mit ihrem Dioxingehalt den Höchstgehalt von<br />
4,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett. Zusätzlich kam es – unter Berücksichtigung einer<br />
Messunsicherheit von ± 20 % – bei drei der sechs Poolproben auch noch zu einer<br />
absoluten Überschreitung des Summenhöchstgehaltes von 10,0 pg WHO-PCDD/F-<br />
PCB-TEQ/g Fett.<br />
Eine der Leberpoolproben der ersten Gruppe von Färsen wurde aus dem<br />
Lebergewebe von Tieren gewonnen, die seit jeher auf dem Versuchsbetrieb lebten<br />
(F I L b). Für die andere (F I L a) wurden die Lebern von Tieren gepoolt, die erst im<br />
111
Ergebnisse<br />
tragenden Zustand auf den Betrieb kamen. Aufgrund der unterschiedlichen Herkunft<br />
wurde eine Einzelkongenerenbetrachtung durchgeführt (siehe Abbildung 10).<br />
Abbildung 10: Kongenerenverteilung in den Leberpoolproben aus der Gruppe F I<br />
Trotz der unterschiedlichen Herkunft der Tiere zeigten sich im Kongenerenmuster<br />
große Ähnlichkeiten: In beiden Proben dominierten die octachlorierten Dibenzo-p-<br />
Dioxine (OCDD). In absteigender Reihenfolge folgten dann die Kongenere<br />
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<br />
Kongenerenmuster beider Proben zeigten die für die Elbregion „typische“<br />
Kongenerenverteilung, die neben den hohen OCDD- und HpCDD-Gehalten mit einer<br />
Dominanz der hexa- und heptachlorierten Furane einhergeht (SCHULZ 2004/2005b).<br />
Bei den Leberpoolproben der zweiten Gruppe von Färsen wies das Kongenerenprofil<br />
eine ähnliche Einzelkongenerengewichtung wie in den oben aufgezeigten<br />
Leberproben der ersten Färsengruppe auf. Auch hier dominierten die hohen OCDD-<br />
Gehalte das Bild. Es zeigten sich jedoch deutliche Unterschiede im Hinblick auf die<br />
Gehalte der jeweiligen Kongenere in den Proben F II L a (5 – 7 Mon. unbel. FM) und<br />
F II L b (9,5 Mon. unbel. FM): Die Probe F II L a wies bei den oben erwähnten,<br />
dominierenden PCDD/F-Verbindungen stets höhere Gehalte auf. Die größte<br />
Differenz, die zwischen den Einzelkongenerengehalten in den beiden Proben<br />
auszumachen war, lag für das dominierende OCDD vor.<br />
112
Ergebnisse<br />
Abbildung 11: Kongenerenverteilung in den Leberpoolproben der Gruppe F II<br />
Die Kongenerenprofile der beiden untersuchten Lebersammelproben der dritten<br />
Gruppe von Färsen (F III) zeigten auch wieder ein für die Elbregion typisches Muster<br />
mit einer Dominanz der hexa- und heptachlorierten Furane (SCHULZ 2004/2005b).<br />
Abbildung 12: Kongenerenverteilung in den Leberpoolproben der Gruppe F III<br />
Für die dominierenden Kongenere sind bei der Probe F III L a deutlich höhere<br />
Gehalte festzustellen als in der Probe F III L b. Die Färsen, deren Lebern in der<br />
Sammelprobe F III L a vereinigt wurden, erhielten lediglich über einen Zeitraum von<br />
2,75 Monaten unbelastetes Futter, die Tiere der Probe F III L b dahingegen über 5,75<br />
113
Ergebnisse<br />
Monate. Des Weiteren bestand für die beiden Färsen, deren Lebergewebe die Probe<br />
F III L a darstellte, keine Möglichkeit, Dioxine über die Milch abzugeben (keine<br />
Laktation).<br />
Färse F 0:<br />
Tabelle 22: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Leber (Individualprobe) der Färse F 0<br />
Alter Unbel. FM<br />
Leber<br />
Färse<br />
(Monate) (Monate) PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3<br />
F 0 33 0 4,60 2,73 7,33<br />
Auslösewert - - -<br />
Höchstgehalt 4,50 - 10,0<br />
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
Die vorgenutzte Färse F 0 lebte zusammen mit den Färsen aus der Gruppe F I und<br />
brachte ein lebendes Kalb zur Welt. Dieses Tier wurde noch vor der Futterumstellung<br />
dieser Färsengruppe geschlachtet und folglich bis zum Tag der Schlachtung mit<br />
belastetem Futter versorgt. Von diesem Tier wurde die Leberprobe isoliert<br />
untersucht. Mit einem Dioxingehalt von 4,60 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett lag die<br />
Probe zwar knapp oberhalb des zulässigen Höchstgehaltes, verblieb aber unter<br />
Berücksichtigung der Messunsicherheit von ± 20 % noch im Streubereich. Der<br />
Summenhöchstgehalt von 10,0 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett wurde in der<br />
Leber des Tieres nicht überschritten.<br />
Altkühe (AK 1 - 6):<br />
Die Lebern der Altkühe wurden individuell untersucht. Diese wiesen Dioxingehalte<br />
zwischen 3,00 und 8,43 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett auf. Die dl-PCB-Gehalte<br />
zeigten mit Werten von 1,50 bis 2,17 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett eine geringere<br />
Spanne. Von den sechs Proben wiesen 4 Lebern (der Tiere AK 2, AK 3, AK 4, AK 6)<br />
eine PCDD/F-Höchstgehaltüberschreitung auf, wobei die Gehalte in den Proben von<br />
AK 2 und AK 5 unter Berücksichtigung der Messunsicherheit von ± 20 % noch im<br />
Streubereich lagen. Bei einer der untersuchten Lebern übertraf der Summengehalt<br />
mit 10,6 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett zwar nominell den Höchstgehalt, konnte<br />
114
Ergebnisse<br />
diesen aber unter Berücksichtigung der Messunsicherheit einhalten. Die fünf anderen<br />
Proben erreichten den Summenhöchstgehalt nicht.<br />
Tabelle 23: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberproben (Individualproben) der Altkühe<br />
Altkuh<br />
Alter Unbel. FM<br />
Leber<br />
(Jahre) (Monate) PCDD/F 1 Ø ± SD dl-PCB 2 Ø ± SD Σ 3 Ø ± SD<br />
AK 1 8<br />
3,80<br />
1,72<br />
5,52<br />
AK 2 7 4,64 1,77 6,41<br />
AK 3 7 8,43 5,13 2,17 1,81 10,6 6,94<br />
5,5<br />
AK 4 7 6,07 ± 1,92 1,74 ± 0,229 7,81 ± 2,12<br />
AK 5 7 3,00 1,50 4,50<br />
AK 6 7 4,84 1,96 6,80<br />
Auslösewert - - -<br />
Höchstgehalt 4,50 - 10,0<br />
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
3 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
Absetzer (A):<br />
Dieses Tier wurde im Alter von sieben Monaten geschlachtet. Es bekam vor der<br />
Schlachtung über einen Zeitraum von 3,5 Monaten unbelastete Futtermittel<br />
(nachdem es in den ersten Lebensmonaten potentiell belastete Muttermilch<br />
aufgenommen hatte). Die Leber des Tieres wies sowohl bei den Dioxinen als auch<br />
bei der Summe von Dioxinen und dioxinähnlichen PCB eine Überschreitung der<br />
zulässigen Höchstgehalte auf. Während der Summenhöchstgehalt von<br />
10,0 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett nahezu um das Doppelte überschritten<br />
wurde, konnte bei den Dioxinen ein Gehalt in der Probe nachgewiesen werden, der<br />
sogar nahezu das 3fache des Erlaubten (4,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett)<br />
aufwies.<br />
Tabelle 24: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in der Leberprobe (Individualprobe) des Absetzers<br />
Alter Unbel. FM<br />
Leber<br />
Absetzer<br />
(Monate) (Monate) PCDD/F 1 dl-PCB 2 Σ 3<br />
A 7 3,5 13,39 6,36 19,75<br />
Auslösewert - - -<br />
Höchstgehalt 4,50 - 10,0<br />
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
2 pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
3<br />
pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005; upper bound)<br />
115
Ergebnisse<br />
Totgeborene Kälber:<br />
Die Poolprobe, die aus dem Lebergewebe der zwei tot geborenen Kälbern hergestellt<br />
wurde, wies einen Summen-Gehalt (PCDD/F + dl-PCB) von 4,25 pg WHO-PCDD/F-<br />
PCB-TEQ/g Fett auf, der sich aus 2,96 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett und 1,29 pg<br />
WHO-PCB-TEQ/g Fett ergab.<br />
4.3 Körpermassenentwicklung der vorgenutzten Färsen und Schlachtgewichte<br />
In der folgenden Tabelle sind die Körpermassen (KM) der Färsen (Gruppen F I –<br />
F III) zu den jeweiligen Wiegeterminen dargestellt: am Tag der<br />
Kolostrumprobenahme (Kol.), am Tag der Beprobung der „reifen Milch (RM), an<br />
einem Datum zwischen diesen beiden Terminen (X) sowie die Körpermasse am Tag<br />
der Schlachtung (Schl.). Des Weiteren sind der Tabelle die<br />
Körpermassenänderungen (Zu- bzw. Abnahmen) im Zeitraum zwischen Abkalbung<br />
und Schlachtung der Tiere sowie die jeweiligen Schlachtkörpergewichte (SG) zu<br />
entnehmen.<br />
Tabelle 25: Körpermassenentwicklung von Färsen aus den Gruppen F I, F II und F III<br />
Tier<br />
KM (kg) KM-Änderung SG<br />
Kol. X RM Schl. kg % kg %<br />
Erste Gruppe von Färsen (F I)<br />
F I 9/26 553 - - 623 + 70,0 12,66 291 46,71<br />
F I 16/26 619 660 666 824 + 205 33,12 438,6 53,23<br />
F I 17/26 551 563 549 617 + 66,0 11,98 346,4 56,14<br />
F I 18/26 580 606 584 635 + 55,0 9,48 373,4 58,80<br />
F I 19/26 512 563 551 626 + 114 22,27 341 54,47<br />
F I 21/26 546,5 549 543 675 + 128,5 23,51 380,8 56,41<br />
F I 24/26 570 577 564 685 + 115 20,18 374,6 54,69<br />
F I 25/26 605 585 572 664 + 59,0 9,75 355,4 53,52<br />
Zweite Gruppe von Färsen (F II)<br />
F II 1/9 - - 700 727 k. A. k. A. 386 53,09<br />
F II 2/9 570 587 581 585 + 15,0 2,63 299,2 51,15<br />
F II 3/9 608 597,5 589 621,5 + 13,5 2,22 302,8 48,72<br />
F II 4/9 - - - 696 k. A. k. A. 385,2 55,34<br />
F II 5/9 601 594 586 580 - 21,0 - 3,49 310,4 53,52<br />
F II 6/9 576 576 596 701 + 125 21,7 339,6 48,45<br />
F II 7/9 576 565 593 670 + 94,0 16,32 334,6 49,94<br />
F II 8/9 572 535 523 621 + 49,0 8,57 321,8 51,82<br />
F II 9/9 615 630 622 730 + 115 18,70 365 50,0<br />
Dritte Gruppe von Färsen (F III)<br />
F III 1/16 630 650 675 765 + 135 21,43 395 51,63<br />
F III 2/16 - 650 677 770 k. A. k. A. 418,6 54,36<br />
F III 3/16 606 654 672 749 + 143 23,60 432 57,68<br />
F III 4/16 600 610 638 722 + 122 20,33 406,2 56,26<br />
F III 5/16 615 595 629 670 + 55,0 8,94 362,1* 54,04<br />
F III 6/16 720 690 670 850,5 + 130,5 18,13 452,5* 53,20<br />
116
Ergebnisse<br />
Fortsetzung Tabelle 25<br />
Tier<br />
KM (kg) KM-Änderung SG<br />
Kol. X RM Schl. kg % kg %<br />
Dritte Gruppe von Färsen (F I)<br />
F III 7/16 710 690 700 797 + 87,0 12,25 434,7 54,54<br />
F III 8/16 735 670 691 694 - 41,0 - 5,58 372,3* 53,65<br />
F III 9/16 603 600 631 710 + 107 17,74 359,6 50,65<br />
F III 10/16 685 720 710 798 + 113 16,50 427,4 53,56<br />
F III 11/16 610 594 609 678 + 68,0 11,15 360,4 53,16<br />
F III 12/16 555 600 610 668 + 113 20,36 358 53,59<br />
F III 13/16 615 678 673 746 + 131 21,30 399 53,49<br />
F III 14/16 713 670 678 779 + 66,0 9,26 383,4 49,22<br />
F III 15/16 618 580 578 737 + 119 19,26 392,4 53,24<br />
F III 16/16 580 560 562 694 + 114 19,66 349 50,29<br />
*auf die Schlachtkörpergewichte wurden die 1,5 kg der Muskelproben addiert, da das Wiegen nach der<br />
Probenahme erfolgte<br />
Die Körpermassenzunahmen bzw. -verluste während des Einsatzes unbelasteter<br />
Futtermittel sind für die einzelnen Färsen in den nachfolgenden Tabellen (Tab. 25 –<br />
27) aufgeführt.<br />
Tabelle 26: Körpermassenzunahmen von Färsen aus der Gruppe F I im Zeitraum der Versorgung mit<br />
unbelastetem Futter<br />
Färse<br />
FM-Umstellung Schlachtung Unbel. FM KM-Änderung<br />
KM (kg) KM (kg) (Mon.) kg %<br />
F I 16/26 666 824 4 + 158 23,7<br />
F I 17/26 549 617 4 + 68,0 12,4<br />
F I 18/26 584 635 4 + 51,0 8,73<br />
F I 19/26 551 626 4 + 75,0 13,6<br />
F I 21/26 543 675 5 + 132 24,3<br />
F I 24/26 564 685 5,5 + 121 21,5<br />
F I 25/26 572 664 5,5 + 92,0 16,1<br />
In der ersten Gruppe von Färsen befand sich kein Tier, das während der Versorgung<br />
mit unbelasteten Futtermitteln an Körpermasse verlor. Die Tiere nahmen in der Zeit<br />
vor ihrer Schlachtung (Zeitraum von 4 – 5,5 Monate) im Schnitt 17,2 % ihrer<br />
Körpermasse zu (Variation von 8,73 – 24,3 %). Bei den Tiere F I 16/26 – 19/26 wies<br />
die Ausmast (unbel. FM) eine Dauer von 4 Monaten auf. Ihre Zunahmen betrugen in<br />
dieser Zeit 8,73 – 23,7 %. Die Färse F I 21/26 nahm während einer Zeitspanne von 5<br />
Monaten (unbel. FM) 24,3 % ihrer Körpermasse zu. F I 24/26 und F I 25/26 wiesen<br />
innerhalb von 5,5 Monaten Körpermassenzunahmen von 21,5 bzw. 16,1 % auf.<br />
117
Ergebnisse<br />
Tabelle 27: Körpermassenzunahmen bzw. -verluste von den Färsen aus der Gruppe F II im Zeitraum der<br />
Versorgung mit der unbelasteten Maisration<br />
Färse<br />
1 Tag p. p. Schlachtung Maisration KM-Änderung<br />
KM (kg) KM (kg) (Mon.) kg %<br />
F II 1/9 - 727 3,5 k. A. k. A.<br />
F II 2/9 570 585 5,5 + 15,0 2,63<br />
F II 3/9 608 621,5 5,5 + 13,5 2,22<br />
F II 4/9 - 696 5,5 k. A. k. A.<br />
F II 5/9 601 580 5,5 - 21,0 - 3,49<br />
F II 6/9 576 701 8 + 125 21,7<br />
F II 7/9 576 670 8 + 94,0 16,3<br />
F II 8/9 572 621 8 + 49,0 8,57<br />
F II 9/9 615 730 8 + 115 18,7<br />
Bei den Färsen der Gruppe F II wurden die Tiere schon ca. 7 Wochen vor ihrer<br />
Abkalbung mit unbelastetem Futter (Grassilage von einem unbelasteten Standort)<br />
versorgt. Die in der Tabelle aufgezeigten Körpermassenänderungen beziehen sich<br />
aber nur auf den Zeitraum, in dem die Färsen mit der unbelasteten Maisration<br />
versorgt wurden (bei der Futterumstellung wurden die Körpergewichte nicht erfasst).<br />
Bei zwei Tieren (F II 1/9 und F II 4/9) wurden die Lebendgewichte „1 Tag p. p.“ nicht<br />
erfasst, da bei den Tieren kein Kolostrum gewonnen wurde. Somit konnten zu den<br />
Körpermassenänderungen keine Angaben gemacht werden. Unter den anderen 7<br />
Tieren gab es eine Färse (F II 5/9), die in den 5,5 Monaten zwischen Abkalbung und<br />
ihrer Schlachtung 3,49 % ihres Körpergewichtes verlor. Die Tiere F II 2/9 und F II 3/9<br />
zeigten in dem gleichen Zeitraum (5,5 Mon.) gerade einmal Zunahmen von 2,63 bzw.<br />
2,22 %. Die Färsen, die über 8 Monate mit der Maisration versorgt wurden, nahmen<br />
in dieser Zeit 8,57 bis 21,7 % ihres Körpergewichtes zu.<br />
Tabelle 28: Körpermassenzunahmen von den Färsen aus der Gruppe F III im Zeitraum der Versorgung<br />
mit unbelastetem Futter<br />
Färse<br />
FM-Umstellung Schlachtung Unbel. FM KM-Änderung<br />
KM (kg) KM (kg) (Mon.) kg %<br />
F III 1/16 650 765 2,75 + 115 17,7<br />
F III 2/16 650 770 2,75 + 120 18,5<br />
F III 3/16 654 749 2,75 + 95,0 14,5<br />
F III 4/16 610 722 2,75 + 112 18,4<br />
F III 5/16 595 670 5 + 75,0 12,6<br />
F III 6/16 690 850,5 5 + 160,5 23,3<br />
F III 7/16 690 797 5 + 107 15,5<br />
F III 8/16 670 694 5 + 24,0 3,58<br />
F III 9/16 600 710 5,75 + 110 18,3<br />
F III 10/16 704,8* 798 4,5 + 93,2 13,2<br />
F III 11/16 594 678 5,75 + 84,0 14,1<br />
F III 12/16 570,5* 668 4,5 + 97,5 17,1<br />
118
Ergebnisse<br />
Fortsetzung Tabelle 28<br />
Färse<br />
FM-Umstellung Schlachtung Unbel. FM KM-Änderung<br />
KM (kg) KM (kg) (Mon.) kg %<br />
F III 13/16 650* 746 4,5 + 96,0 14,8<br />
F III 14/16 670 779 5,75 + 109 16,3<br />
F III 15/16 580 737 5,75 + 157 27,1<br />
F III 16/16 560 694 5,75 + 134 23,9<br />
* Körpergewicht wurde rechnerisch abgeleitet<br />
Für die Tiere F III 10/16, 12/16 und 13/16 lagen keine Angaben zum Lebendgewicht<br />
am Tag der Futterumstellung vor. Die Körpermassen dieser Tiere wurden anhand<br />
zwei anderer Wiegetermine – die jeweils vor und nach der Umstellung stattfanden –<br />
berechnet. Hierzu wurden bei den Tieren F III 10/16 und 12/26 die<br />
Körpermassenänderung zwischen diesen beiden Terminen zur Berechnung täglicher<br />
Körpermassenzu- bzw. -abnahmen herangezogen. Die Berechnung der<br />
Körpergewichte am Tag der FM-Umstellung wurde unter der Prämisse berechnet,<br />
dass die Tiere konstante tägliche Körpermassenzunahmen von 0,66 kg (F III 10/16)<br />
bzw. 1,29 kg (F III 12/16) aufwiesen. Bei dem Tier F III 13/16 wurde von einer<br />
täglichen Zunahme von 0,648 kg ausgegangen. 1)<br />
Bei einer Färse (F III 8/16) konnte nur eine Zunahme von 3,58 % ihrer Körpermasse<br />
beobachtet werden, wohingegen die anderen Färsen allesamt mindestens 12 %<br />
(12,6 – 28,3) und im Durchschnitt 18,59 % an Körpergewicht zulegten.<br />
1) F III 13/16: Der Vergleich der erhobenen Körpermassen am Tag nach der Abkalbung sowie zwei<br />
Wochen später brachte den Hinweis, dass das Tier bei der ersten Wiegung einen „leeren“ Magen-<br />
Darm-Trakt gehabt haben musste (in der Hochträchtigkeitsphase nehmen manche Rinder z. T. nur<br />
noch sehr geringe Futtermengen auf) – tägliche „Zunahmen“ von 4,2 kg (rechnerisch anhand zweier<br />
Wiegetermine ermittelt) ließen sich sonst nicht erklären. So wurde ein Gewicht von 40 kg (für den<br />
„gefüllten Magen-Darm-Trakt“) zu der Körpermasse (1 Tag nach Totgeburt) addiert und mit diesem<br />
„korrigierten Wert“ weitergerechnet. Am Tag der Schlachtung wog das Tier 746 kg. Die Körpermasse<br />
108 Tage vor der Schlachtung betrug 678 kg, somit kann von einer täglichen Zunahme von 0,648 kg<br />
ausgegangen werden. Mittels dieses Wertes wurde dann die Körpermasse am Tag der<br />
Futterumstellung berechnet. Die Färse wies zu diesem Zeitpunkt (rechnerisch ermittelt) ein Gewicht<br />
von 650 kg auf.<br />
Für einen Teil der Färsen aus der ersten Gruppe sowie für die Altkühe lagen nur die<br />
Lebendgewichte am Tag ihrer Schlachtung und ihre Schlachtkörpergewichte vor. Bei<br />
119
Ergebnisse<br />
diesen Tieren konnten folglich keine Angaben zu ihren jeweiligen<br />
Körpermassenänderungen gemacht werden. Die Lebendgewichte am Tag ihrer<br />
Schlachtung und die Schlachtkörpergewichte können im Anhang eingesehen<br />
werden. Das Lebendgewicht des Absetzers wurde am Tag der Schlachtung auf ca.<br />
350 kg geschätzt; unter Annahme eines Ausschlachtungsgrades von 50 % kann man<br />
von einem Schlachtkörpergewicht von ca. 175 kg ausgehen.<br />
120
Diskussion<br />
5 Diskussion<br />
5.1 Hintergrund der Arbeit<br />
Wie bereits beschrieben (siehe Kapitel 2.1.4 und 2.4.4) weist das elbangrenzende<br />
Grünland (Vordeich-/Außendeichflächen) durch die mehr oder weniger regelmäßig<br />
stattfindenden Überschwemmungen eine besondere Dioxinbelastung auf. Eine<br />
Beweidung (Rinder, Schafe) von solchen potentiell „belasteten“ Flächen geht mit<br />
einem Risiko für Verbraucherinnen und Verbraucher einher, da es zu<br />
Überschreitungen gesetzlicher Höchstgehalte in den Produkten (Muskulatur, Leber<br />
und Milch) der Nutztiere kommen kann. Auch dort gewonnene Grundfuttermittel<br />
(Grassilage, Heu) können Dioxingehalte aufweisen, die den zulässigen Höchstgehalt<br />
überschreiten. Aus gewichtigen Gründen (Hochwasserschutz, Erhalt des typischen<br />
Landschaftsbildes, Ökonomie der Betriebe) ist eine Nutzung dieser Flächen dennoch<br />
anzustreben. In früheren Untersuchungen zeigte sich, dass eine Bewirtschaftung des<br />
elbangrenzenden Grünlands unter bestimmten Bedingungen generell möglich ist<br />
(GUDE 2008).<br />
Für die vorliegende Arbeit wurde ein Versuchsbetrieb ausgewählt, bei dem eine<br />
standortspezifisch erhöhte Dioxinexposition vorlag: Das Grünland im Elbdeichvorland<br />
wurde im Sommer als Weidefläche für die Rinder genutzt und diente zudem der<br />
Grundfuttermittelgewinnung (Grassilage). Als mögliches Konzept zur Nutzung<br />
dioxinbelasteter Grünlandflächen wurde in dieser Arbeit nur die Färsenvornutzung<br />
untersucht. Dabei sollten die Färsen, die zunächst potentiell kontaminiertes Futter –<br />
Grassilagen und Weideaufwuchs aus dem Elbdeichvorland – aufnahmen, ein Kalb<br />
zur Welt bringen und dann über einen Zeitraum von mehreren Monaten bis zu ihrer<br />
Schlachtung mit gesichert unbelasteten Futtermitteln versorgt werden. Ziel dieses<br />
Feldversuches war es, zu prüfen, ob durch das „Absetzen“ des belasteten Futters<br />
und eine „Ausmast“ mit unbelasteten Futtermitteln die Dioxingehalte in den<br />
Schlachtfärsen (d. h. in der Muskulatur) soweit zurückgehen, dass diese Werte<br />
unterhalb des zulässigen Höchstgehaltes liegen. In diesem Versuch sollte auch<br />
geklärt werden, wann dieses „Absetzen“ der belasteten Futtermittel, d. h. diese<br />
Futterumstellung erfolgen muss, damit – im Sinne des Verbraucherschutzes –<br />
121
Diskussion<br />
absolut „sicheres“ Rindfleisch gewonnen werden kann. Hierbei stand stets die<br />
Lebensmittelsicherheit bzw. der Verbraucherschutz im Vordergrund: Die<br />
Schlachtkörper wurden bis zum Eintreffen der Analysenergebnisse auf dem<br />
Schlachthof „vorläufig beschlagnahmt“ und gelangten nur dann in die<br />
Lebensmittelkette, wenn die Dioxingehalte unterhalb des zulässigen Höchstgehaltes<br />
lagen. Die Lebern aller Tiere wurden aufgrund der Einstufung des Versuchsbetriebes<br />
als „Risikobetrieb“ ohnehin im Anschluss an die Probenahme verworfen.<br />
Im Fokus der Untersuchungen standen – aufgrund der oben beschriebenen<br />
besonderen Situation in der Elbtalaue – die polychlorierten Dibenzo-p-dioxine und<br />
Dibenzofurane (PCDD/F). Die dioxinähnlichen PCB standen zunächst nicht im Fokus<br />
(diesen kommt in dieser Region praktisch keine Bedeutung zu, HEUER et al. 2011);<br />
ihre Gehalte wurden dennoch bei den Proben aus wissenschaftlichem Interesse<br />
mitbestimmt. Während die ersten Proben (Boden, Futtermittel, Tierproben) – wie<br />
erwartet – „geringe“ dl-PCB-Gehalte aufwiesen, fielen bei der zweiten Färsengruppe<br />
aber dennoch recht hohe dl-PCB-Gehalte in der Muskulatur der Schlachttiere auf<br />
(siehe unten). Dies führte zu der Entscheidung, auch stets die dl-PCB-Gehalte mit zu<br />
erfassen. Der Schwerpunkt blieb aber aufgrund der primären Fragenstellung bei den<br />
PCDD/F, d. h. den klassischen Dioxinen.<br />
5.2 Kritik des Materials und der Methoden<br />
5.2.1 Anzahl der Tiere bzw. Proben<br />
Auf dem „Versuchsbetrieb“ standen insgesamt 51 Färsen für die „eigentlichen“<br />
Untersuchungen, d. h. für das Konzept dieser Form der Färsenvornutzung zur<br />
Verfügung. Da dieses Konzept auf seine Praxistauglichkeit geprüft werden sollte,<br />
wurden auch die Tiere weiterhin im „Versuch“ gelassen, die das Prozedere nicht<br />
regelkonform durchliefen. Somit konnten am Ende zwar die Daten aller 51<br />
„Versuchsfärsen“ erhoben werden, jedoch verringerte sich die Anzahl der Tiere, die<br />
einen identischen Versuchsablauf aufwiesen. Da die Schlachtgruppen aus maximal 8<br />
Tieren gebildet wurden, war die Anzahl der Tiere, die über eine gleiche Zeitspanne<br />
mit unbelastetem Futter versorgt wurden, recht gering. Es gab verschiedene Gründe,<br />
warum bei den Schlachtgruppen bewusst auf größere Tierzahlen verzichtet wurde.<br />
122
Diskussion<br />
Zum einen sollte im Rahmen dieser Untersuchungen der Frage nachgegangen<br />
werden, wann das belastete Futter vor der Schlachtung „abgesetzt“, d. h. durch<br />
unbelastetes Futter ersetzt werden muss, um tolerierbare Dioxingehalte im Fleisch<br />
zu erhalten. Vor diesem Hintergrund wurden bewusst unterschiedliche<br />
„Absetzfristen“ gewählt. Zum anderen sollte auch die Wirtschaftlichkeit berücksichtigt<br />
werden: Die Schlachttermine und die Auswahl der an diesem Zeitpunkt<br />
geschlachteten Färsen richteten sich auch danach, ob die Tiere bereits ihr<br />
Schlachtgewicht erreicht hatten. Ein weiterer Grund, warum die Tierzahlen pro<br />
Schlachtgruppe meist 4 und höchstens 8 betrugen, fand sich in der Dioxinanalytik<br />
begründet. Diese ist personell sehr aufwändig und zeitintensiv, so dass größere<br />
Probemengen nicht in der gleichen Zeit hätten untersucht werden können. Aber auch<br />
schon allein aufgrund des gewissen Risikos, das mit dem Konzept einherging,<br />
wurden kleinere Schlachtgruppen bevorzugt. Da bei den Tieren von einer ähnlichen<br />
Belastungssituation und somit von einer ähnlichen Dioxinlast ausgegangen werden<br />
konnte (siehe GUDE 2008), wurde durch die Wahl kleiner Schlachtgruppen ein<br />
geringeres Risiko eingegangen: Hätte sich die Einsatzdauer der unbelasteten<br />
Futtermittel vor der Schlachtung als unzureichend erwiesen, wäre es eventuell<br />
erforderlich gewesen, sämtliche Schlachtkörper dieser Gruppe zu verwerfen. Dies<br />
wäre – je nach Anzahl der verworfenen Tiere – mit hohen wirtschaftlichen Verlusten<br />
einhergegangen.<br />
Der Grund dafür, dass parallel nicht noch weitere Betriebe für diesen Versuchsplan<br />
ausgewählt wurden, sind die hohen Kosten der Dioxinanalytik – die Untersuchung<br />
einer einzigen Probe kostet mehrere Hundert Euro. Diese hohen<br />
Untersuchungskosten begründeten auch, dass von diversen Proben (Kolostrum,<br />
Milch, Leber) lediglich Sammelproben untersucht wurden. Da bei diesen Produkten<br />
zu keiner Zeit eine Verwendung als Lebensmittel in Betracht gezogen wurde,<br />
mussten ohnehin keine Einzeluntersuchungen erfolgen. Auch bei den Futtermitteln<br />
musste aus finanziellen Gründen von weiteren bzw. mehrfachen Dioxinanalysen<br />
abgesehen werden. Um zu zeigen, dass die Tiere über das Futter nachweislich<br />
dioxinexponiert wurden und um sicherzustellen, dass nach der Futterumstellung nur<br />
123
Diskussion<br />
unbelastetes Futter zum Einsatz kam, wurde je eine Probe der angebotenen<br />
Futtermittel auf ihren Dioxingehalt untersucht.<br />
Die Tatsache, dass in der vorliegenden Arbeit nur von einem „Kontrolltier“ (F 0), also<br />
einer Färse ohne Absetzen des belasteten Grundfutters, die Dioxinbelastung in der<br />
Muskulatur und in der Leber bestimmt wurde, liegt darin begründet, dass vorherige<br />
Untersuchungen (Dissertationen SCHULZ 2005 und GUDE 2008) zeigen konnten,<br />
dass bei den Tieren, die ohne ein Absetzen des belasteten Grundfutters aus dem<br />
Elbdeichvorland geschlachtet werden, ein besonderes Risiko bezüglich<br />
Höchstgehaltüberschreitungen vorliegt.<br />
5.2.2 Futtermittel und angewandtes Fütterungskonzept<br />
Die Futtermittel wurden aufgrund ihrer zu erwartenden Dioxingehalte in zwei<br />
Gruppen unterteilt: Belastete und unbelastete Futtermittel. Bis zur Futterumstellung<br />
nahmen die Tiere also ein Futter auf, das aufgrund der standortspezifischen<br />
Gegebenheiten als potentiell dioxinbelastet anzusehen war. Jede der „belasteten“<br />
Grassilagen, die während des Versuchszeitraums im Einsatz waren, wies einen<br />
PCDD/F-Gehalt auf, der den gesetzlichen Höchstgehalt deutlich überschritt. Eine<br />
Probe wies sogar einen Dioxingehalt auf, der über dem 6fachen des Erlaubten lag.<br />
Diese unerwartet hohe Belastungssituation bei den Grassilagen ging zunächst mit<br />
einer amtlichen Sperrung, d. h. dem Verfütterungsverbot dieser Futtermittel einher.<br />
Es folgte daraufhin umgehend die Beantragung einer Ausnahmegenehmigung<br />
nach § 69 LFGB beim Niedersächsischen Landesamt für Verbraucherschutz und<br />
Lebensmittelsicherheit (LAVES), damit das Futter im Rahmen eines<br />
Fütterungsversuches dennoch zum Einsatz kommen durfte. Toxische Effekte waren<br />
bei den Tieren durch diese Futtermittel nicht zu erwarten, da diese erst bei<br />
außerordentlich hohen, akzidentell bedingten PCDD/F-Kontaminationen zu<br />
befürchten sind (GUDE et al. 2008, SCAN 2000). Bis zum Eintreffen der<br />
Genehmigung wurden die Tiere des Versuchsbetriebes mit unbelastetem Futter<br />
versorgt. Während die erste Gruppe von Färsen (F I) zu diesem Zeitpunkt ohnehin<br />
schon „planmäßig“ die unbelastete Maisration erhielt (die Futterumstellung war<br />
bereits erfolgt), bekamen die Färsen der zweiten und dritten Gruppe (F II, F III)<br />
zunächst eine unbelastete Grassilage (aus dem Binnendeichbereich). Da die<br />
124
Diskussion<br />
Ausnahmegenehmigung erst eintraf, als die Kälber der zweiten Färsengruppe bereits<br />
geboren waren, erfolgte bei dieser Gruppe (F II) dann die Umstellung auf die<br />
„Maisration“. Diese hier aufgezeigte Situation führte dazu, dass die Futterumstellung<br />
der Färsen aus der Gruppe F II bereits – abweichend von dem ursprünglich<br />
vorgesehenen Konzept – vor den Abkalbungen erfolgte. Die Gruppe F III wurde<br />
unmittelbar nach dem Eintreffen der Ausnahmegenehmigung wieder mit Grassilagen<br />
aus dem Vordeichbereich, d. h. mit belasteten Grassilagen, und erst nach den<br />
Abkalbungen wieder mit unbelastetem Futter versorgt.<br />
5.2.3 Fragliche Hintergrundbelastung einiger Tiere<br />
Fünf Färsen aus der Gruppe F I wiesen eine unbekannte Vorgeschichte auf. Es<br />
handelte sich dabei um Tiere, die bereits im tragenden Zustand auf den<br />
Versuchsbetrieb kamen. Sie verbrachten die letzten 1,5 Lebensjahre auf dem<br />
hiesigen Betrieb und standen eine Weidesaison auf den Vordeichflächen der Elbe.<br />
Um Kenntnis über eine mögliche Vorbelastung zu erlangen, hätte eines dieser Tiere<br />
bei Ankunft auf den Betrieb geschlachtet werden müssen. Ein solches Vorgehen war<br />
jedoch strikt abzulehnen, da die Tiere tragend waren.<br />
5.2.4 Unterschiedliche Dauer der Laktation und Ausmast<br />
Sowohl die Laktationsdauer als auch die Zeitspanne, in der die vorgenutzten Färsen<br />
„ausgemästet“ wurden (d. h. mit unbelasteter Maisration versorgt wurden), variierten<br />
von Färsengruppe zu Färsengruppe, unterschieden sich aber auch innerhalb<br />
einzelner Färsen- bzw. Schlachtgruppen. Beispielsweise wiesen einige Versuchstiere<br />
keine Laktation auf (Färsen mit Totgeburten wurden weiterhin im Versuchsablauf<br />
belassen). Die Dauer der Laktation hing mitunter davon ab, wann die Schlachtung<br />
der jungen Muttertiere stattfand. Folglich variierte die Zeitspanne, in der diese Färsen<br />
einen gewissen Anteil ihrer Dioxinlast über die Milch abgeben konnten. Zum einen<br />
ließen sich somit zwar nur die Daten weniger Tiere, die einen identischen<br />
Versuchsablauf aufwiesen, auswerten, zum anderen erfolgte somit jedoch eine<br />
praxisbezogene Datenauswertung. Auf die Gründe für die recht großen Variationen<br />
bezüglich der „Ausmastdauer“ der Tiere bzw. ihrer Versorgung mit unbelasteten<br />
Futtermitteln wurde bereits im Kapitel 5.2.1 eingegangen.<br />
125
Diskussion<br />
5.2.5 Probenahme und Analytik<br />
Boden<br />
Zweifelsohne sind 4 Bodenproben nicht ausreichend, um eine repräsentative<br />
Aussage zur Belastungssituation einer 27 Hektar großen Weidefläche zu treffen, da<br />
im Boden an verschiedenen Entnahmepunkten mit einer unterschiedlichen<br />
Dioxinbelastung zu rechnen ist (KAMPHUES und SCHULZ 2006, SCHULZ<br />
2004/2005a, SCHULZ et al. 1993). Da in dieser Arbeit aber ohnehin nicht die genaue<br />
Dioxinbelastung des Bodens der Weidefläche im Vordergrund stand, sondern<br />
lediglich eine grobe Einschätzung zur aktuellen betriebsspezifischen<br />
Belastungssituation getroffen werden sollte, konnte aus Kostengründen auf weitere<br />
Untersuchungen verzichtet werden.<br />
Futtermittel<br />
Wie bereits erwähnt, wurde aufgrund der hohen Untersuchungskosten bei der<br />
Bestimmung der PCDD/F- und dl-PCB-Belastung nur jeweils eine Probe der<br />
verwendeten Futtermittel untersucht. Da diese Arbeit keine Fütterungsstudie im<br />
klassischen Sinne darstellte, d. h. keine Beurteilung der Verdaulichkeit von<br />
Futtermitteln oder Resorption einer im Futter enthaltenen Substanz erfolgte, konnte<br />
auf weitere Untersuchungen verzichtet werden. Es sollte lediglich gezeigt werden,<br />
dass das „belastete“ Futter die entscheidende Dioxineintragsquelle der Tiere<br />
darstellte, bzw. sichergestellt werden, dass den Tieren in der Zeit vor der<br />
Schlachtung ausschließlich „unbelastetes“ Futter angeboten wurde. Da die<br />
Versuchstiere nicht von Geburt an betreut wurden, konnten Futtermittel, die noch vor<br />
dem Beginn des Feldversuchs zum Einsatz kamen, nicht untersucht werden. Die<br />
erhöhte Dioxinexposition der hier untersuchten Tiere stand aber aufgrund der<br />
standortspezifischen Gegebenheiten des Betriebes außer Frage.<br />
Kolostrum/Milch<br />
Die Entnahme der Kolostrum- und Milchproben erfolgte unter möglichst sauberen<br />
Bedingungen. Da die Proben aber auf dem Betrieb genommen wurden und somit<br />
keine sterilen Bedingungen vorherrschten, ist eine Kontamination der Milch während<br />
der Probenahme nicht gänzlich auszuschließen.<br />
126
Diskussion<br />
Muskulatur<br />
Wie beschrieben, wurden verschiedene Lokalisationen zur Probenahme der<br />
Muskulatur herangezogen. Zunächst wurde die sogenannte „Stichstelle“ an der<br />
Halsregion ausgewählt, um den Wertverlust des Schlachtkörpers möglichst gering zu<br />
halten. Da das hier gewonnene Muskelgewebe sehr viel Bindegewebe aufwies (zur<br />
Dioxinanalytik wird möglichst bindegewebsarmes Material bevorzugt bzw. benötigt)<br />
und dies die Gefahr mit sich brachte, dass die ohnehin schon über mehrere Tage<br />
andauernde Dioxinanalytik noch mehr Zeit benötigte, wurde bei den folgenden<br />
Schlachttieren die dorsale Unterarmmuskulatur zur Probenahme herangezogen. Die<br />
Proben der Färse F 0 und der totgeborenen Kälber wurden aus der<br />
Oberschenkelmuskulatur gewonnen. Da davon ausgegangen werden kann, dass<br />
Dioxine im Fett verschiedener Muskelpartien einigermaßen gleichmäßig verteilt sind<br />
(BAG 2008, GUDE 2008), lassen sich die Dioxingehalte in den Proben trotz der<br />
unterschiedlichen Probenahmelokalisationen miteinander vergleichen.<br />
Leber<br />
Die Lebern mussten ohnehin im Vorhinein von der Lebensmittelkette<br />
ausgeschlossen werden. Daher erfolgte bei den Lebern der Versuchsfärsen aus<br />
Kostengründen lediglich die Bestimmung der Dioxin- und dl-PCB-Gehalte in<br />
Sammelproben.<br />
Weitere mögliche Untersuchungen<br />
Wie mehrfach erwähnt, wurde die Zahl der zu untersuchenden Proben aus<br />
Kostengründen nicht weiter ausgedehnt. Sicherlich wären weitere Probenahmen bei<br />
den oben genannten Matrizes wünschenswert gewesen. Zudem hätten auch weitere<br />
Probenahmen folgender Matrizes einen zusätzlichen Erkenntnisgewinn mit sich<br />
bringen können:<br />
• Bodennahe Matrix<br />
• Panseninhalt<br />
• Kotproben<br />
• Blutproben<br />
• Fettgewebsbiopsien<br />
127
Diskussion<br />
Auf den möglichen Erkenntnisgewinn, der ggf. in weiteren Studien näher eruiert<br />
werden könnte, wird in den nachfolgenden Abschnitten eingegangen.<br />
Aus Untersuchungen von SCHULZ (2004/2005a, 2005) geht hervor, dass die dem<br />
Boden direkt aufliegende Schicht (= bodennahe Matrix) mit Abstand die höchsten<br />
Dioxingehalte aufwies (SCHULZ 2004/2005, SCHULZ 2005, GUDE 2008, GUDE et<br />
al. 2008, KAMPHUES und SCHULZ 2006, TAUBE und KAMPHUES 2009). Da diese<br />
Matrix – wie der Name bereits sagt – dem Erdboden unmittelbar aufliegt und damit<br />
beim Grasen leicht aufgenommen werden kann, kommt dieser Schicht bei der<br />
Weidehaltung möglicherweise noch eine größere Bedeutung, als dem Boden der<br />
Weidefläche zu. Eine Untersuchung dieser Matrix hätte diese zusätzliche<br />
Expositionsmöglichkeit beim Weidegang berücksichtigt.<br />
Im Rahmen der Arbeit von GUDE (2008) wurde nach der Schlachtung der<br />
Panseninhalt von Tieren auf den PCDD/F-Gehalt untersucht, um den tatsächlichen<br />
Dioxineintrag über die Futteraufnahme quantifizieren zu können. Dabei werden auch<br />
jegliche Bestandteile, die im Rahmen der Nahrungsaufnahme unbewusst/ungewollt<br />
aufgenommen werden, berücksichtigt (z. B. bodennahe Matrix, Wurzelmasse,<br />
Schmutz). Da die Versuchstiere in der vorliegenden Arbeit in den letzten Monaten<br />
vor ihrer Schlachtung ausschließlich unbelastetes Futter bekamen, konnte auf diese<br />
Untersuchung verzichtet werden. Der Panseninhalt wäre zur Abschätzung der<br />
Dioxinexposition über die Futteraufnahme lediglich dann geeignet gewesen, wenn<br />
die Tiere zu einem Zeitpunkt beprobt worden wären, als sie noch belastetes Futter<br />
bekamen. Hierfür wären fistulierte Tiere notwendig gewesen. Dieser enorme<br />
Mehraufwand und die Mehrkosten wären mit dem „geringen Erkenntnisgewinn“ nicht<br />
zu vereinbaren gewesen. Die Entnahme und Untersuchung von Kotproben wären<br />
möglicherweise (in Zukunft) als „Kontrolle“ geeignet, um sicherzustellen, dass nach<br />
der Umstellung auf unbelastetes Futter keine weitere Dioxinexposition erfolgt. Da im<br />
Rahmen dieses Feldversuchs aber nach der Futterumstellung nachweislich<br />
unbelastetes Futter zum Einsatz kam, konnte hiervon abgesehen werden.<br />
Blutproben wären – sofern Blut/Serum als geeigneter Indikator dienen würde – eine<br />
Möglichkeit, die Dioxinbelastung eines Tieres vor der Schlachtung zu überprüfen, um<br />
einen wirtschaftlichen Totalverlust zu vermeiden. Nach einer mehrmonatigen<br />
128
Diskussion<br />
Versorgung mit unbelastetem Futter könnte zunächst das Blut untersucht werden<br />
und je nach Dioxingehalt das Tier entweder geschlachtet oder die Schlachtung<br />
zunächst „aufgeschoben“ werden. Aus Untersuchungen mit Rindern (beispielsweise<br />
von FEIL et al. 2000 und HIRAKO 2008b) bzw. mit Göttinger Minischweinen<br />
(WITTSIEPE et al. 2007) ging jedoch hervor, dass die Dioxingehalte im Blut/Serum<br />
nicht mit denen anderer Gewebe (z. B. Fettgewebe und Muskulatur) übereinstimmen<br />
und Serum nicht geeignet ist, die Dioxinbelastung in Tieren vorauszusagen (FEIL et<br />
al. 2000).<br />
Die Untersuchungen von wiederholten, in regelmäßigen Zeitabständen genommenen<br />
Fettgewebsbiopsien (subkutanes Fettgewebe) der Färsen während der Ausmast<br />
mit unbelastetem Futter hätten einen Anhaltspunkt über die Abnahme der<br />
Dioxinkonzentrationen in den Tierkörpern geben können. Anhand einer solchen<br />
Verlaufsuntersuchung wäre dann möglicherweise der Schlachtzeitpunkt zu<br />
bestimmen gewesen. In der Literatur wird kontrovers diskutiert, ob die Dioxingehalte<br />
im Fettgewebe mit denen in der Muskulatur korrelieren und subkutanes Fettgewebe<br />
als geeigneter Indikator zur Einschätzung der Dioxinbelastung eines Schlachttieres<br />
fungieren kann. MARCHAND et al. (2010) halten dies – unter Vorbehalt, dass<br />
zunächst noch weitere Daten erhoben werden müssten – für möglich. Andere<br />
Untersuchungsergebnisse konnten hingegen zeigen, dass in der Muskulatur zum Teil<br />
deutlich höhere Gehalte vorliegen können als im Fettgewebe, so z. B. in<br />
Untersuchungen von FEIL et al. (2000), LENK (2007), SCHULZ (2005), THORPE et<br />
al. (1999) und THORPE et al. (2001). Ob sich Fettgewebsbiopsien nun dazu<br />
verwenden ließen, die Schlachttiere nach einer Ausmast mit unbelastetem Futter als<br />
„für die Schlachtung geeignet“ einzuschätzen (um dadurch das Risiko der<br />
Höchstgehaltüberschreitungen zu minimieren), bliebe noch zu klären. Aber selbst<br />
wenn sich dies als möglich erweisen würde, wäre ein solches Vorgehen bislang<br />
finanziell nicht tragbar (zwei Dioxinanalysen ≈ Erlös für einen Schlachtkörper).<br />
5.3 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte im Boden<br />
Die Dioxingehalte in den Bodenproben, die der Weidefläche entnommen wurden,<br />
bestätigten die erwartete Bodenbelastung (siehe hierzu: SCAN 2000 bzw. UBA 1992,<br />
zitiert in SCHULZ 2005 und GUDE 2008). Dass sich die Dioxingehalte in den vier<br />
129
Diskussion<br />
Bodenproben zum Teil deutlich unterschieden, ist nicht unüblich, da die<br />
Dioxinbelastung innerhalb einer Überschwemmungsfläche sehr inhomogen verteilt<br />
sein kann (SCHULZ et al. 1993, SCHULZ 2004/2005a, KAMPHUES und SCHULZ<br />
2006). Im Vergleich zu der Dioxinbelastung erscheint die dl-PCB-Belastung in den<br />
Bodenproben der Weidefläche mit 0,488 bis 4,98 ng WHO-PCB-TEQ/kg TS<br />
verhältnismäßig gering, kann jedoch bereits als leicht erhöht angesehen werden<br />
(zumindest im Vergleich mit der Hintergrundbelastung in baden-württembergischen<br />
Böden; WAHL et al. 2013).<br />
5.4 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte: „Betriebsproben“<br />
Die Kehrichtprobe wurde genommen, um eine Einschätzung über die<br />
Belastungssituation auf der eigentlichen Hoffläche zu erlangen. Es zeigte sich, dass<br />
auch diese mit Dioxinen kontaminiert war. Da sich die Silagemieten mit den<br />
belasteten Grassilagen in unmittelbarer Nähe dieser Hoffläche befanden und zudem<br />
zum Zeitpunkt der Probenahme noch eine Färsengruppe (F III) belastetes Futter<br />
bekam, ist es nachvollziehbar, dass auch im Material, das neben den Ställen anfiel,<br />
gewisse Dioxinmengen gefunden wurden. Des Weiteren wurde die Hoffläche mit<br />
landwirtschaftlichen Maschinen befahren, die zum Teil davor auf den<br />
Grünlandflächen im Elbdeichvorland eingesetzt wurden, so dass durch das<br />
abfallende abgetrocknete Erdmaterial, das über das Reifenprofil eingetragen wird,<br />
eine Dioxinkontamination des Hofes erfolgen konnte. Während für die<br />
Dioxinkontamination somit eine plausible Erklärung vorlag, konnte für den deutlich<br />
höheren dl-PCB-Gehalt, der einem nahezu 9fachen des PCDD/F-Gehaltes<br />
entsprach, bis zum Ende der Untersuchungen keine Erklärung gefunden werden. In<br />
einer von WAHL et al. (2013) erwähnten „Kehrprobe“ wurde ein ähnlicher dl-PCB-<br />
Gehalt festgestellt – eine mögliche Erklärung für eine derart hohe Belastung konnte<br />
aber auch dort nicht gefunden werden. Um eine Einschätzung solcher dl-PCB-<br />
Gehalte in „Kehrichtproben“ treffen und mögliche Konsequenzen beurteilen zu<br />
können (das Zurückfegen des verstreuten Futters in den Trog könnte – bedingt durch<br />
diesen „Dreck“ – mit einem Schadstoffeintrag einhergehen), wäre es zunächst<br />
erforderlich, dieses spezielle Probenmaterial in größerem Umfang zu untersuchen,<br />
um Kenntnisse zu „Normalwerten“ bzw. zur „Hintergrundbelastung“ zu erhalten.<br />
130
Diskussion<br />
Die Beprobung des Stallmaterials erfolgte, nachdem im Fleisch der Gruppe F II dl-<br />
PCB-Gehalte nachgewiesen wurden, die den Auslösewert überschritten. Da eine<br />
erhöhte dl-PCB-Belastung über die Futtermittel ausgeschlossen werden konnte,<br />
sollte die mögliche Eintragsquelle gefunden und unterbunden werden. Auch die<br />
Weidefläche kam als Haupteintragspfad für die dioxinähnlichen PCB eher nicht in<br />
Betracht, da sich auch diese nicht von der unterschied, auf der die Färsen aus der<br />
Gruppe F I weideten. Der wesentliche Unterschied zwischen diesen beiden<br />
Tiergruppen bestand während der Stallhaltung. Die Färsengruppen standen in<br />
unterschiedlichen Ställen. In dem Stall, in dem die „dl-PCB-belastete“ Gruppe F II<br />
untergebracht war, dienten alte Strommasten als Pfosten. Zudem konnte bei den in<br />
diesem Stall verbauten Brettern nicht ausgeschlossen werden, dass diese in früherer<br />
Zeit einer Behandlung mit Holzschutzmittel ausgesetzt wurden. Vor diesem<br />
Hintergrund wurde von den Brettern und Pfosten etwas Material abgetragen und auf<br />
den dl-PCB-Gehalt untersucht. Die Tiere hatten keine großen Holzmengen<br />
aufgenommen, so dass dies – in Verbindung mit dem darin bestimmten dl-PCB-<br />
Gehalt – als primäre Ursache für die Belastung im Fleisch der Tiere eher<br />
auszuschließen ist. Es gilt jedoch zu bedenken, dass bislang für das Verhalten von<br />
dl-PCB (z. B. Carry-over), vor allem im Hinblick auf Fleischrinder, nur unzureichend<br />
Daten vorliegen (WAHL et al. 2013) und sich viele Fragen zu den Quellen,<br />
Transportpfaden sowie dem Verhalten der dl-PCB noch nicht beantworten lassen<br />
(KERST et al. 2002). Es gibt Untersuchungen, die vermuten lassen, dass<br />
dioxinähnliche PCB eine noch ausgeprägtere Tendenz zur Akkumulation im Tier<br />
aufweisen, als es ohnehin schon für die PCDD/F bekannt ist (FERNANDES et al.<br />
2011, ISOSAARI et al. 2004). Aber selbst unter der Annahme, dass dl-PCB vermehrt<br />
akkumulieren ist es unwahrscheinlich, dass diese geringen Mengen an<br />
aufgenommenem Holzmaterial zu einer Belastung in den Schlachtkörpern der<br />
Färsen geführt haben. Spekulativ wäre auch möglich, dass eine erhöhte<br />
Luftbelastung durch die Ausgasung dieser Schadstoffe aus dem kontaminierten Holz<br />
zu der Belastung der Tiere beigetragen hat. Es wurde nachgewiesen, dass<br />
kontaminiertes Baumaterial zu einer Freisetzung von dl-PCB führen und so mit einer<br />
erhöhten Luftbelastung in den Gebäuden einhergehen kann (WEBER et al. 2013).<br />
131
Diskussion<br />
5.5 PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte: Futtermittel<br />
Anlehnend an die Gliederung aus dem Ergebnisteil wird zunächst auf die Futtermittel<br />
eingegangen, die auf dioxinbelasteten Standorten gewonnen wurden („belastete“<br />
Futtermittel) und im Anschluss daran auf die von unbelasteten Standorten<br />
stammenden Futtermitteln („unbelastete“ Futtermittel). Sowohl die „belasteten“<br />
Grassilagen als auch das Futter, das in den letzten Monaten vor der Schlachtung<br />
zum Einsatz kam, zeigten die in der Wiederkäuerfütterung üblichen Nährstoffgehalte<br />
(DLG 1997; LUFA NORD-WEST 2013a+b). Jedoch wiesen die Rohaschegehalte in<br />
einigen Futtermitteln auf eine Erdkontamination hin (sie überschritten den von der<br />
LUFA Nord-West vorgeschlagenen Zielwert; LUFA NORD-WEST 2013a).<br />
5.5.1 Futtermittel „belasteter Standorte“<br />
Dass die Tiere vor der Futterumstellung, d. h. während der Aufzucht und der<br />
Trächtigkeit, tatsächlich einer gewissen Dioxinexposition über die Futtermittel<br />
ausgesetzt waren, zeigte sich in den Untersuchungsergebnissen. Besonders die<br />
Dioxingehalte in den Grassilagen (alle deutlich > Höchstgehalt) machten deutlich,<br />
dass die Tiere während ihres Lebens zweifelsohne „beachtliche“ Dioxinmengen über<br />
das Futter aufnahmen. Auch wenn die meisten Weideaufwuchsproben nur geringe<br />
Dioxingehalte aufwiesen, konnte davon ausgegangen werden, dass die Färsen<br />
während der Weideperiode dennoch dioxinexponiert waren: Rinder können während<br />
der Futteraufnahme gewisse Bodenmengen aufnehmen (bis zu 1,5 kg täglich;<br />
MAYLAND et al. 1975), was dann auch – je nach Bodenbelastung zum Teil erheblich<br />
– zur Gesamtbelastung der Tiere beitragen kann (MCLACHLAN et al. 1997). Da die<br />
Weidefläche während der Weidesaison 2012 stets eine dichte Grasnarbe aufwies<br />
und bei den Probenahmen keine geringere Abbisshöhe als 5 cm festgestellt wurde,<br />
kann die Bodenaufnahme zumindest in dieser Weidesaison als eher moderat<br />
eingeschätzt werden. Aufgrund der bewusst gewählten worst case-Situation (freier<br />
Zugang zur Elbe und zu den Bracks) konnte aber mit einem zusätzlichen<br />
Dioxineintrag gerechnet werden: Die kontaminierten Sedimente im Wasser können<br />
durch die Rinder beim Betreten der Uferzonen aufgewirbelt und beim Tränken<br />
aufgenommen werden (GUDE 2008).<br />
132
Diskussion<br />
Über die Ascheanteile bzw. – noch genauer – über die Anteile HCl-unlöslicher Asche<br />
lässt sich eine Aussage zur Kontamination von Futtermitteln treffen (SCHULZ<br />
2004/2005a, SCHWIND et al. 2009). Hohe Rohasche-, bzw. HCl-unlösliche<br />
Aschegehalte sind ein Beleg für erdige bzw. sandige Verunreinigungen (SCHULZ<br />
2004/2005a). Da die Dioxinbelastung der Futtermittel größtenteils durch anhaftende<br />
Sedimente und/oder Bodenanteile bestimmt wird (SCHULZ 2004/2005a, SCHULZ<br />
2005, GUDE 2008, GUDE et al. 2008), zeigen sich gewisse Korrelationen zwischen<br />
dem Aschegehalt und der Dioxinbelastung in den Grundfuttermitteln (so<br />
beispielsweise bei HEUER et al. 2011, SCHULZ 2004/2005a, SCHWIND et al.<br />
2010). Sofern das Futter auf belasteten Böden gewonnen wird, kann davon<br />
ausgegangen werden, dass steigende Aschegehalte im Allgemeinen auch mit<br />
ansteigenden Dioxingehalten einhergehen (SCHULZ 2004/2005a).<br />
Bei einer gemeinsamen Betrachtung der PCDD/F- und Aschegehalte in den<br />
Grassilagen belasteter Standorte ging aus den Untersuchungen hervor, dass ein<br />
steigender Verunreinigungsgrad (höhere Aschegehalte) mit der Wahrscheinlichkeit<br />
gekoppelt ist, höhere Dioxingehalte nachweisen zu können. Diese Beobachtung<br />
stimmt mit denen früherer Untersuchungen (z. B. von SCHULZ 2004/2005a,<br />
SCHWIND et al. 2010) überein.<br />
Abbildung 13: Betrachtung der PCDD/F- bzw. dl-PCB-Gehalte in Abhängigkeit der Gehalte HClunlöslicher<br />
Asche in den Grassilagen belasteter Standorte<br />
133
Diskussion<br />
Dieser Trend konnte für die dl-PCB nicht beobachtet werden – ihre Gehalte blieben<br />
auch bei höheren Ascheanteilen in den Grassilagen auf einem insgesamt niedrigen<br />
Niveau. Diese Beobachtung machten auch SCHWIND et al. (2010) und HEUER et<br />
al. (2011) bei ihren Untersuchungen: Die PCDD/F-Gehalte korrelierten mit den<br />
Aschegehalten in den Proben; bei den dl-PCB konnten die Autoren eine solche<br />
Korrelation hingegen nicht beobachten.<br />
Bei dem Weideaufwuchs wiesen zwei der Proben hohe Dioxingehalte auf. Die<br />
Aschegehalte in den dazugehörigen Probenaliquoten waren jedoch – im Vergleich<br />
mit denen anderer Weideaufwuchsproben – nicht deutlich höher, so dass in diesem<br />
Fall eine sehr hohe Kontamination mit Erde/Sand nicht für die Dioxinbelastung<br />
verantwortlich gemacht werden konnte. Um ausschließen zu können, dass die<br />
jeweiligen Probenaliquote (ein Probenanteil wurde zur Dioxinanalytik versandt, ein<br />
weiterer stand für die institutseigenen Untersuchungen zur Verfügung)<br />
möglicherweise große Unterschiede in ihrem Kontaminationsgrad aufwiesen, wurden<br />
nachträglich die „Aschegehalte“ (Ra und HCl-unlösliche Asche) auch in allen bereits<br />
in der Dioxinanalytik untersuchten Probenaliquoten bestimmt. Da Weideaufwuchs im<br />
Allgemeinen sehr heterogen mit Erde kontaminiert sein kann, wäre dies eine<br />
mögliche Erklärung für diese „Ausreißer“ gewesen. Die zusätzlichen Untersuchungen<br />
konnten dies jedoch nicht bestätigen. Es wäre auch denkbar, dass der<br />
Weideaufwuchs dieser Proben vermehrt mit Exkrementen kontaminiert war. Da<br />
Kuhfladenreste hohe Dioxingehalte aufweisen können (SCHULZ 2004/2005a;<br />
relative Anreicherung der Dioxine im Kot durch die Verdauung der Nährstoffe),<br />
könnte dies die höheren Dioxingehalte in den zwei Proben möglicherweise erklären.<br />
Die übrigen Weideaufwuchsproben wiesen ein sehr niedriges „Belastungsniveau“ auf<br />
und auch das Schnittgut für die Grassilage enthielt nur geringe Dioxinmengen. Dies<br />
bestätigt die Aussagen anderer Autoren (u. a. GUDE 2008, GUDE et al. 2008,<br />
KAMPHUES und SCHULZ 2006, SCHULZ 2004/2005a, SCHULZ 2005) und die<br />
Erfahrungen der Landwirtschaftskammer Niedersachsen, dass auf dioxinbelastetem<br />
Grünland durchaus „unbelastetes“ Grundfutter gewonnen werden kann, sofern bei<br />
134
Diskussion<br />
der Ernte einige Punkte berücksichtigt werden (u. a. Ernte nur bei trockenem Wetter,<br />
Schnitthöhe mindesten 8 cm). Näheres hierzu findet sich in den Merkblättern der<br />
Landwirtschaftskammer Niedersachsen (siehe Kapitel 2.5).<br />
5.5.2 Futtermittel „unbelasteter Standorte“<br />
Eine wichtige – bzw. die wichtigste – Voraussetzung für das Konzept dieser Arbeit<br />
war, dass die Tiere in den letzten Monaten vor ihrer Schlachtung ausschließlich<br />
PCDD/F-unbelastetes Futter bekamen. Dies wurde durch die Dioxinanalytik der<br />
Futtermittelproben sichergestellt. Es ging aus den Untersuchungsergebnissen<br />
hervor, dass nicht nur die Futtermittel selbst unbelastet waren, sondern auch, dass<br />
sie von unbelasteten Standorten gewonnen wurden: Trotz erdiger Kontaminationen,<br />
d. h. recht hoher Aschegehalte – beispielsweise in der Grassilage, die im Rahmen<br />
einer „Futtertischprobe“ untersucht wurde – wiesen die Proben nur geringe<br />
Dioxingehalte auf.<br />
Die dl-PCB zeigten sowohl bei den dioxinbelasteten als auch bei den unbelasteten<br />
Futtermitteln geringe Gehalte. Folglich musste auf dem Versuchsbetrieb nicht von<br />
einer erhöhten dl-PCB-Belastung der Futtermittel ausgegangen werden; dennoch<br />
wiesen einige Schlachtkörper hohe dl-PCB-Gehalte auf.<br />
5.6 PCDD/F- und dl-PCB- Belastung: Tiere<br />
Auch in diesem Kapitel liegt der Schwerpunkt bei den PCDD/F, wobei – aus<br />
„gegebenem Anlass“ – zum Teil auch auf die dl-PCB näher eingegangen wird.<br />
5.6.1 Milch<br />
Sowohl in den Kolostrumproben als auch in denen der reifen Milch dominierten die<br />
hexa- und heptachlorierten Furane. Diese Kongenerendominanz ist für die<br />
Dioxinbelastung von Milch in der Elbregion „typisch“ (SCHULZ 2005,<br />
SCHULZ et al. 2004, SCHULZ et al. 2005a).<br />
Bei den Kolostrum- und Milchproben, die zu einem Zeitpunkt gewonnen wurden,<br />
als die Tiere noch belastetes Futter bekamen, musste ohnehin mit hohen<br />
Dioxingehalten gerechnet werden, da die Aufnahme von dioxinbelastetem Futter mit<br />
135
Diskussion<br />
einer erhöhten Dioxinausscheidung über die Milch einhergeht (BRAMBILLA et al.<br />
2008, FÜRST 1998, HIRAKO 2008a, JENSEN und HUMMEL 1982, SCHULZ et al.<br />
2005a). Auch wenn ein Unterbinden des Dioxineintrages, d. h. ein Absetzen des<br />
belasteten Futters, in der Regel zu einem schnellen Absinken der Dioxingehalte in<br />
der Milch führt (FÜRST 1998, JENSEN und HUMMEL 1982, SCHULZ et al. 2004,<br />
SCHULZ et al. 2005a+b, SCHULZ 2005, TAUBE und KAMPHUES 2009, TUINSTRA<br />
et al. 1992), lassen sich die Dioxingehalte in den untersuchten Milchproben dennoch<br />
erklären. Zum einen sollen bei der Milchfettsynthese im Wiederkäuer nur circa 60 %<br />
der Fettsäuren in der Milch aus einer de novo Synthese hervorgehen und 40 % aus<br />
dem Depotfett, der Leber oder aus dem Futter stammen (BRUCKMAIER 2010). Da<br />
Dioxine im Fettgewebe und in der Leber der Tiere abgelagert werden, können diese<br />
folglich auch dann noch in gewissen Mengen in die Milch gelangen, wenn die Tiere<br />
bereits über längere Zeit mit unbelastetem Futter versorgt werden. Zum anderen<br />
kann eine Fettmobilisation in den Tieren zu höheren Dioxingehalten in der Milch<br />
führen (BRAMBILLA et al. 2008, CHOBTANG et al. 2011, SWEETMAN et al. 1999).<br />
Zu einer Mobilisation körpereigener Fettreserven kann es durch einen<br />
Energiemangel der Tiere (PRANGE 2001, URDL et al. 2011) oder auch durch<br />
endokrine Änderungen im Stoffwechsel der Tiere, die mit der Geburtsvorbereitung<br />
einhergehen, kommen (PRANGE 2001). Das eine Fettmobilisation jedoch nicht<br />
zwingend mit hohen Dioxingehalten in der Milch einhergehen muss, konnte bereits<br />
von SCHULZ (2005) beobachtet werden und geht auch aus den vorliegenden<br />
Untersuchungen hervor: Bei der Gruppe F III wiesen beide Poolproben ähnliche<br />
Dioxingehalte auf. Folglich gaben die Färsen, bei denen – bei aller Vorsicht (nur 2<br />
Wiegungen; keine Berücksichtigung der Magen-Darm-Trakt-Füllung bei der<br />
Wiegung) – angenommen werden konnte, dass sie aufgrund ihrer<br />
Körpermassenverluste während der ersten 12 Laktationswochen auf eine<br />
Fettmobilisation angewiesen waren, über ihre Milch (RM F III b) nur eine<br />
unwesentlich größere Dioxinmenge ab als jene Färsen, bei denen von keiner<br />
Fettmobilisation ausgegangen werden musste (Milchprobe RM F III a).<br />
136
Diskussion<br />
Bei der Milchprobe RM F I b (und in geringerem Ausmaß auch in der Probe RM F I c)<br />
muss aufgrund der ungewöhnlich hohen Konzentrationen einiger Kongenere (OCDD,<br />
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD und OCDF) von einer akzidentell bedingten Kontamination bei<br />
der Probenahme ausgegangen werden. Im Allgemeinen nimmt die Transferrate in<br />
die Milch mit einem steigenden Chlorierungsgrad ab (BRAMBILLA et al. 2008,<br />
CHOBTANG et al. 2011, FIEDLER et al. 2000, FRIES 1987, FRIES 1995, GUDE et<br />
al. 2008, HIRAKO 2008, RYCHEN et al. 2008, SCAN 2000), so dass die höher<br />
chlorierten Kongenere eher in geringeren Konzentrationen in der Milch vorliegen.<br />
Aufgrund der hohen Konzentrationen an OCDD und HpCDD könnte die<br />
Kontamination durch einen Staubeintrag bedingt gewesen sein (BRUNS-WELLER<br />
2013, persönliche Mitteilung).<br />
5.6.2 Muskulatur<br />
Da sich die 51 im Versuch genutzten Färsen auf 3 Gruppen verteilten, erfolgte<br />
zunächst eine getrennte Betrachtung der Färsengruppen. Zwar war das angewandte<br />
Fütterungsprinzip bei diesen drei Gruppen identisch, d. h. die Tiere wurden allesamt<br />
vor ihrer Schlachtung über mehrere Monate mit unbelastetem Futter versorgt, jedoch<br />
kamen vor der Futterumstellung jeweils unterschiedlich hoch kontaminierte<br />
Futtermittel zum Einsatz. Des Weiteren wurde die Gruppe F II bereits vor den<br />
Abkalbungen mit unbelastetem Futter versorgt und unterschied sich damit von den<br />
anderen beiden Gruppen.<br />
Die Reduktion der Dioxin- (bzw. PCB-) Belastung in den Tierkörpern wird in erster<br />
Linie einem Verdünnungseffekt zugeschrieben, der durch die<br />
Körpermassenzunahme (mit einem erheblichen Fettanteil) der Tiere erreicht wird.<br />
Dies zeigte sich in Untersuchungen mit verschiedenen Tierarten (Rind, Geflügel,<br />
Schwein) und wurde bereits von vielen Autoren postuliert, z. B. von ALP 2009,<br />
DIRKS 2013, GUDE 2008, HESS und GEINOZ 2011, HOOGENBOOM et al. 2004,<br />
HUWE 2002, FRIES 1987, FRIES 1995, JENSEN et al. 1981, KLEIN 1991, LENK et<br />
al. 2006, LENK 2007, MARCHAND et al. 2010, MCLACHLAN 1996, MCLACHLAN<br />
1997, NAGORNY 1991, SHEN et al. 2012a, THORPE et al. 2001, WEHR et al. 2007.<br />
Es zeigte sich jedoch auch, dass die Dioxinabnahme während einer „dioxinfreien<br />
137
Diskussion<br />
Fütterungsphase“ nicht allein auf diesen Verdünnungseffekt zurückzuführen ist,<br />
sondern auch andere Faktoren einen Einfluss auf den Rückgang der<br />
Dioxinkonzentrationen im Fleisch der Tiere haben müssen (HOOGENBOOM et al.<br />
(2004) und LENK (2007) bzw. LENK et al. (2006), SHEN et al. 2012a). So könnten<br />
zusätzlich zu der Körperfettzunahme auch eine Metabolisierung oder Umverteilung<br />
dieser Schadstoffe in andere Gewebe eine gewisse Bedeutung haben (DIRKS 2013,<br />
LENK 2007, LENK et al. 2006). Des Weiteren kommt bei dem Rückgang der<br />
Dioxinkonzentration im Schlachtkörper vermutlich auch der Laktation, d. h. der<br />
Dioxinabgabe über die Milch, eine gewisse Bedeutung zu. Die Abgabe über die Milch<br />
gilt als Haupteliminationsweg für diese lipophilen Schadstoffe (CHOBTANG et al.<br />
2011, HESS und GEINOZ 2011, MCLACHLAN et al. 1990, PERRY et al. 1981,<br />
RICHTER und MCLACHLAN 2001, SCAN 2000). Auch wenn ein Teil der Dioxine<br />
unbestritten über die Milch abgegeben werden kann, verliert diese Möglichkeit zur<br />
Reduktion der Dioxingehalte aber im Vergleich zu dem Verdünnungseffekt über die<br />
Körpermassenzunahme (Fettgewebszunahme) vermutlich an Bedeutung. Besonders<br />
bei Fleischrindern können sich die Dioxine aufgrund der hohen Wachstumsraten auf<br />
eine größere Körpermasse verteilen, so dass die Dioxingehalte hierdurch eine<br />
Verdünnung erfahren (MCLACHLAN 1994, 1996, 1997). Bereits 1987 konnte von<br />
FRIES gezeigt werden, dass sich die TCDD-Konzentrationen durch die<br />
Körperfettzunahme der Rinder reduzierte. STARTIN et al. (1994) beobachtete dies<br />
bei wachsenden Bullenkälbern, und auch in den Untersuchungen von JENSEN et al.<br />
(1981) kann von einem vergleichbaren Zusammenhang ausgegangen werden. Auch<br />
für polychlorierte Biphenyle konnte dieser Effekt bei Mastbullen beobachtet werden<br />
(NAGORNY 1991). Es folgten weitere Untersuchungen, in denen dieser<br />
Verdünnungseffekt bei verschiedenen Tierarten beobachtet werden konnte. In den<br />
letzten Jahren wurde dies beispielsweise bei Kälbern (GUDE 2008 sowie HESS und<br />
GEINOZ 2011), Broilern (HOOGENBOOM et al. 2004) und Schweinen<br />
(HOOGENBOOM et al. 2004, LENK et al. 2006, LENK 2007, SHEN et al. 2012a,<br />
SPITALER et al. 2005 und WEHR et al. 2007) beschrieben.<br />
Bei der Auswertung der Ergebnisse aus der vorliegenden Arbeit wurde das<br />
Hauptaugenmerk darauf gerichtet, über welchen Zeitraum die Tiere vor ihrer<br />
138
Diskussion<br />
Schlachtung mit unbelastetem Futter versorgt wurden und wie sich die<br />
Körpermassenzunahmen in dieser Zeit verhielten. Auch die Möglichkeit der<br />
Dioxinabgabe über die Milch wurde berücksichtigt und geprüft, ob möglicherweise<br />
die fehlende Laktation dazu beigetragen hatte, dass „höhere“ Dioxingehalte in der<br />
Muskulatur beobachtet werden konnten.<br />
F I:<br />
Das Balkendiagramm zeigt die PCDD/F-, dl-PCB- sowie Summengehalte in den<br />
einzelnen Muskulaturproben der Färsen aus der Gruppe F I, die im Anschluss einer<br />
3- bis 10monatigen Fütterungsphase mit unbelasteten Futtermitteln geschlachtet<br />
wurden. Die Werte lagen allesamt deutlich unterhalb der zulässigen Höchstgehalte<br />
für PCDD/F bzw. der Summe (∑) aus Dioxinen und dioxinähnlichen PCB (Linien).<br />
pg WHO-TEQ/g Fett<br />
4.40<br />
4.20<br />
4.00<br />
3.80<br />
3.60<br />
3.40<br />
3.20<br />
3.00<br />
2.80<br />
2.60<br />
2.40<br />
2.20<br />
2.00<br />
1.80<br />
1.60<br />
1.40<br />
1.20<br />
1.00<br />
0.80<br />
0.60<br />
0.40<br />
0.20<br />
0.00<br />
Dioxingehalte Muskulatur FI<br />
PCDD/F<br />
dl-PCB<br />
PCDD/F+dl-PCB<br />
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<br />
Dauer des Einsatzes unbelasteter FM (Monate)<br />
∑<br />
PCDD/F<br />
Abbildung 14: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte (pg WHO-TEQ/g Fett) in der Muskulatur von Färsen der<br />
ersten Gruppe (F I) in Abhängigkeit von der Einsatzdauer (in Monaten) unbelasteter Futtermittel vor der<br />
Schlachtung<br />
Von den insgesamt 26 Färsen dieser Gruppe lagen lediglich von 7 Tieren 1) die Daten<br />
zur Körpermassenentwicklungen in den Monaten, in denen nur noch unbelastetes<br />
Futter zum Einsatz kam, vor. Die folgende Abbildung stellt die<br />
Körpermassenzunahmen der Tiere in % des Lebendgewichts bei Futterumstellung<br />
139
Diskussion<br />
und die dazugehörigen Dioxingehalte in der Muskulatur der jeweiligen<br />
Schlachtkörper dar. Auch hier wurde der zulässige Höchstgehalt durch eine Linie<br />
markiert.<br />
1) hier wurden aufgrund organisatorischer Schwierigkeiten lediglich die Körpermassen von den Tieren erfasst, von<br />
denen Milchproben entnommen wurden<br />
F I (PCDD/F)<br />
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett<br />
3<br />
2.5<br />
2<br />
1.5<br />
1<br />
0.5<br />
0<br />
0 5 10 15 20 25 30<br />
Körpermassenzunahme (%)<br />
PCDD/F<br />
Abbildung 15: Dioxingehalte (pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) in Abhängigkeit von der<br />
Körpermassenentwicklung, die von den Färsen aus der ersten Gruppe (F I) nach Umstellung auf<br />
unbelastete Futtermittel erzielt wurden<br />
In der Zeit nach dem „Absetzen“ der belasteten Futtermittel wiesen die Färsen<br />
Körpermassenzunahmen von mindestens ca. 10 % auf; die Muskulatur dieser Tiere<br />
wies Dioxingehalte unterhalb des zulässigen Höchstgehaltes auf. Die<br />
Wahrscheinlichkeit, dass die Dioxingehalte im Fleisch der Tiere den Höchstgehalt<br />
überschritten hätten, wenn die Tiere kein unbelastetes Futter bekommen hätten,<br />
zeigt sich an dem „Kontrolltier“ F 0. Dieses Tier wies die gleiche „Vorgeschichte“ auf,<br />
unterschied sich jedoch dadurch, dass es eben noch vor der Futterumstellung<br />
geschlachtet wurde, d. h. bis zum Tag der Schlachtung dioxinbelastetes Futter<br />
aufnahm. Der Dioxingehalt in der Muskulatur dieser Färse überschritt den zulässigen<br />
Höchstgehalt deutlich. Auch wenn dieses einzelne Kontrolltier mit Sicherheit nicht die<br />
exakte Belastungssituation der gesamten Färsengruppe darzustellen vermag, dient<br />
es dennoch der Aussage, dass die Tiere dieser Gruppe zum Zeitpunkt der<br />
Futterumstellung eine gewisse Dioxinbelastung aufwiesen. Zudem ist bekannt, dass<br />
wenn Rinder (und Schafe) bis zu ihrer Schlachtung Futtermittel aus dem<br />
140
Diskussion<br />
Elbdeichvorland aufnehmen, ein hohes Risiko besteht, dass die Produkte dieser<br />
Tiere die zulässigen Höchstgehalte überschreiten (GUDE 2008, SCHULZ<br />
2004/2005b, 2005).<br />
F II:<br />
Bei der zweiten Gruppe von Färsen zeigte sich bezüglich der Dioxin- und dl-PCB-<br />
Belastung in der Muskulatur der Tiere ein anderes Bild.<br />
pg WHO-TEQ/g Fett<br />
5.4<br />
5.2<br />
4.8 5<br />
4.6<br />
4.4<br />
4.2<br />
3.8 4<br />
3.6<br />
3.4<br />
3.2<br />
2.8 3<br />
2.6<br />
2.4<br />
2.2<br />
1.8 2<br />
1.6<br />
1.4<br />
1.2<br />
0.8 1<br />
0.6<br />
0.4<br />
0.2<br />
0<br />
Dioxingehalte Muskulatur FII<br />
abs.<br />
nom.<br />
nom.<br />
PCDD/F<br />
5 7 7 7 7 9.5 9.5 9.5 9.5<br />
Dauer des Einsatzes unbelasteter FM (Monate)<br />
PCDD/F<br />
dl-PCB<br />
PCDD/F+dl-PCB<br />
∑<br />
Abbildung 16: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte (pg WHO-TEQ/g Fett) in der Muskulatur von Färsen der<br />
zweiten Gruppe (F II) in Abhängigkeit von der Einsatzdauer (in Monaten) unbelasteter Futtermittel vor<br />
der Schlachtung<br />
An dem Balkendiagramm der Gruppe F II wird deutlich, dass 3 Muskulaturproben<br />
den Summenhöchstgehalt überschritten. Unter Berücksichtigung der<br />
Messunsicherheit von ± 20 % handelte es sich dabei um zwei nominelle (nom.) und<br />
eine absolute Überschreitung (abs.). Auffallend ist hier, dass die dioxinähnlichen<br />
PCB in 8 der 9 Proben mehr als 50 % der TEQ ausmachten, lediglich bei einer Probe<br />
war das Verhältnis „PCDD/F : dl-PCB“ ungefähr bei 1 : 1. Die hohen dl-PCB-Gehalte<br />
141
Diskussion<br />
trugen dabei erheblich zu der Summenhöchstgehaltüberschreitung in der Muskulatur<br />
bei. Die Dioxingehalte in den Proben lagen dagegen unterhalb des zulässigen<br />
Höchstgehalts. Bei drei Muskulaturproben wurde der Dioxin-Auslösewert<br />
überschritten (einmal nominell, zweimal absolut). Diese Tiere erhielten vor ihrer<br />
Schlachtung über einen Zeitraum von 7 Monaten unbelastetes Futter (unbelastete<br />
Grassilage + Maisration). Wie aus den Ergebnissen der Gruppe F I hervorging,<br />
reichten dort bereits 3 Monate aus, um Dioxingehalte unterhalb des Auslösewerts zu<br />
erreichen. Eine mögliche Erklärung für die höheren PCDD/F-Gehalte bei diesen drei<br />
Färsen aus der Gruppe F II wird anhand des folgenden Diagramms ersichtlich.<br />
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett<br />
F II (PCDD/F)<br />
3<br />
PCDD/F<br />
2.5<br />
2<br />
1.5<br />
1<br />
0.5<br />
0<br />
-5 0 5 10 15 20 25 30<br />
Körpermassenzunahme (%)<br />
Abbildung 17: Dioxingehalte (pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) in Abhängigkeit von der<br />
Körpermassenentwicklung, die von den Färsen aus der zweiten Gruppe (F II) nach Umstellung auf<br />
unbelastete Futtermittel erzielt wurden<br />
Es zeigte sich, dass diese drei Tiere mit Abstand die „schlechtesten Zunahmen“<br />
aufwiesen. Bei einer Färse konnte sogar ein Körpermassenverlust von 3,49 %<br />
beobachtet werden, die anderen beiden wiesen gerade einmal Zunahmen von 2,22<br />
bzw. 2,63 % ihrer Körpermasse auf. Die übrigen Tiere der Gruppe nahmen nach dem<br />
„Absetzen“ der belasteten Futtermittel mindestens 8,57 % ihres Körpergewichts zu.<br />
Die Färsen F II 1/9 (5 Monate unbel. FM) und F II 4/9 (7 Monate unbel. FM) wiesen<br />
trotz kürzerer (F II 1/9) bzw. gleichlanger (F II 4/9) Versorgung mit „unbelastetem“<br />
Futter und der fehlenden Möglichkeit, ein Teil der Dioxinlast über die Milch<br />
abzugeben (Totgeburt / nicht tragend), geringere Dioxinkonzentrationen in ihrer<br />
142
Diskussion<br />
Muskulatur auf als die anderen Färsen, die allesamt ein Kalb säugten. Ob hierfür die<br />
deutlich höheren Körpermassenzunahmen nach der Umstellung auf „unbelastetes“<br />
Futter verantwortlich waren, konnte nicht eruiert werden, da die Lebendgewichte<br />
dieser beiden Tiere erstmalig am Tag ihrer Schlachtung bestimmt wurden. Daher<br />
finden sich in der Abbildung 17 auch nur Angaben zu 7 der insgesamt 9 Tiere aus<br />
der Gruppe F II. Da dem „Verdünnungseffekt“ aber eine erheblich gewichtige Rolle<br />
bei der Dioxinlastminderung zukommt (s. o.), liegt dies als mögliche Erklärung nahe.<br />
Auf die Problematik der hohen dl-PCB-Gehalte in dieser zweiten Gruppe von Färsen<br />
wurde bereits im Kapitel 5.4 näher eingegangen. Bis zum Ende der Untersuchungen<br />
konnte die Ursache für die hohe dl-PCB-Belastung in ihrer Muskulatur nicht<br />
abschließend geklärt werden.<br />
F III:<br />
Bei den 16 Tieren der dritten Gruppe fällt ein insgesamt höheres „PCDD/F-<br />
Belastungsniveau“ auf – verglichen mit den Dioxingehalten in der Muskulatur von<br />
den Färsen aus den Gruppen F I und F II.<br />
pg WHO-TEQ/g Fett<br />
5.00<br />
4.80<br />
4.60<br />
4.40<br />
4.20<br />
4.00<br />
3.80<br />
3.60<br />
3.40<br />
3.20<br />
3.00<br />
2.80<br />
2.60<br />
2.40<br />
2.20<br />
2.00<br />
1.80<br />
1.60<br />
1.40<br />
1.20<br />
1.00<br />
0.80<br />
0.60<br />
0.40<br />
0.20<br />
0.00<br />
Dioxingehalte Muskulatur FIII<br />
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<br />
Dauer des Einsatzes unbelasteter FM (Monate)<br />
PCDD/F<br />
dl-PCB<br />
PCDD/F+dl-PCB<br />
∑<br />
PCDD/F<br />
Abbildung 18: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte (pg WHO-TEQ/g Fett) in der Muskulatur von Färsen der<br />
dritten Gruppe (F III) in Abhängigkeit von der Einsatzdauer (in Monaten) unbelasteter Futtermittel vor<br />
der Schlachtung<br />
143
Diskussion<br />
Obwohl die meisten Tiere über längere Zeiträume mit unbelastetem Futter versorgt<br />
wurden als die Färsen der Gruppe F I, zeigten die Dioxingehalte ein deutlich höheres<br />
Belastungsniveau. Ein Grund hierfür findet sich möglicherweise in der Zeit vor der<br />
Futterumstellung: Während die Gruppen F I und F II in den letzten Monaten vor ihrer<br />
Umstellung eine Grassilage bekamen, die einen Dioxingehalt von 2,10 ng WHO-<br />
PCDD/F-TEQ/kg FM (88 % TS) aufwies, erhielt die Gruppe F III in den letzten<br />
Monaten vor der Futterumstellung eine deutlich höher belastete Grassilage<br />
(4,82 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS]). Eine weitere mögliche Erklärung<br />
dafür, dass das Belastungsniveau der Gruppe F I niedriger war, findet sich<br />
möglicherweise auch darin, dass ein Teil der mit dem Futter aufgenommenen<br />
Dioxine direkt wieder über die Milch abgegeben werden konnte: Die Tiere der<br />
Gruppe F I bekamen bis 12 Wochen post partum noch belastetes Futter, so dass in<br />
dieser Zeit ein Teil der Dioxine in die Milch überging.<br />
Zusätzlich zu dem insgesamt höheren Dioxin-Belastungsniveau in der Gruppe F III<br />
fielen drei der Tiere durch Höchstgehaltüberschreitungen auf (eine absolute, zwei<br />
nominelle Überschreitungen). Die Auswertung der Körpermassenänderungen konnte<br />
dabei nicht bei allen drei Tieren die hohen Dioxingehalte im Fleisch erklären.<br />
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett<br />
3.5<br />
3<br />
2.5<br />
2<br />
1.5<br />
1<br />
0.5<br />
0<br />
F III (PCDD/F)<br />
< 3 Mon. unbel. FM<br />
PCDD/F<br />
0 5 10 15 20 25 30<br />
Körpermassenzunahme (%)<br />
Abbildung 19: Dioxingehalte (pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) in Abhängigkeit von der<br />
Körpermassenentwicklung, die von den Färsen aus der dritten Gruppe (F III) nach Umstellung auf<br />
unbelastete Futtermittel (unbel. FM) erzielt wurden<br />
144
Diskussion<br />
Eine dieser drei Färsen (F III 8/16) wies gerade einmal eine Körpermassenzunahme<br />
von 3,58 % auf, so dass sich der hohe Dioxingehalt hier durch einen unzureichenden<br />
Verdünnungseffekt begründen ließe. Bei den anderen beiden Tieren kann die<br />
Dioxinbelastung – im Vergleich zu den oben aus den Gruppen F I und F II erhobenen<br />
Daten – nicht auf eine unzureichende Verdünnung zurückgeführt werden: Die Tiere<br />
nahmen 13,2 (F III 10/16) bzw. 18,4 % (F III 4/16) an Körpermasse zu. Bei der Färse<br />
F III 4/16 muss allerdings bedacht werden, dass diese nicht einmal 3 Monate<br />
unbelastetes Futter bekam und wegen einer Totgeburt auch keine Laktation aufwies.<br />
Dies könnte gegebenenfalls eine Erklärung sein, dass trotz der „recht guten“<br />
Gewichtszunahme ein hoher Dioxingehalt in der Muskulatur vorlag. Wie oben bereits<br />
erwähnt, wird der Verdünnungseffekt nicht als alleinige Ursache der<br />
Dioxinlastminderung angesehen. Es scheinen vielmehr auch der Metabolismus oder<br />
eine Umverteilung in andere Organe/Gewebe eine Rolle zu spielen (s. o.), die<br />
vermutlich durch den Faktor Zeit beeinflusst werden. Es kann also davon<br />
ausgegangen werden, dass – wenn das Belastungsniveau in einem Tier vor der<br />
Umstellung auf unbelastetes Futter sehr hoch ist – eine Zeitdauer von weniger als 3<br />
Monaten nicht ausreicht, um einen Dioxingehalt im Schlachtkörper zu erreichen, der<br />
unterhalb des gesetzlichen Höchstgehalts liegt. Wenn die Dioxinlast in den Tieren<br />
vor der Umstellung auf einem vermeintlich niedrigeren Niveau liegt (siehe z. B.<br />
Gruppe F I), erscheint bereits eine 3monatige Versorgung mit dioxinunbelastetem<br />
Futter und Körpermassenzunahmen von ca. 10 % ausreichend, um „sicheres“<br />
Rindfleisch gewinnen zu können. Ist das Belastungsniveau vor der Futterumstellung<br />
höher, müssen höhere Körpermassenzunahmen erreicht und über eine längere<br />
Zeitdauer unbelastetes Futter angeboten werden.<br />
Der dritte „auffällige“ Dioxingehalt in der Gruppe F III gehörte zu der Muskulaturprobe<br />
der Färse F III 10/16. Dieses Tier wies eine Körpermassenzunahme von 13,2 % auf<br />
und wurde über einen Zeitraum von 4,5 Monaten mit unbelastetem Futter versorgt.<br />
Zwar verendete das Kalb im Alter von 8 Wochen, jedoch kann davon ausgegangen<br />
werden, dass diese Färse nach dem Tod des eigenen Kalbes weiterhin – wenn auch<br />
vermutlich in geringerer Menge – Milch gab (Milchprobenahme 12 Wochen post<br />
partum, d. h. 4 Wochen nach dem Tod des eigenen Kalbes sistierte die<br />
145
Diskussion<br />
Milchsekretion noch nicht). Selbst wenn diese Färse möglicherweise eine geringere<br />
Milchproduktion aufwies, die mit einer verminderten Dioxinausscheidung einherging,<br />
kann dies jedoch nicht allein ausschlaggebend für den hohen Dioxingehalt im<br />
Schlachtkörper des Tieres sein, da – wie oben erwähnt – dem „Verdünnungseffekt“<br />
vermutlich eine deutlich wichtigere Rolle zugesprochen werden kann. Eine<br />
abschließende Erklärung für die hohe Dioxinbelastung in der Muskulatur dieser<br />
Färse konnte nicht gefunden werden.<br />
Bei der Gruppe F III sollte zudem noch Erwähnung finden, dass die Muskulatur der<br />
Färsen aus der „Stallgruppe“ insgesamt höher belastet erschien, als die von den<br />
Tieren der „Weidegruppe“. Aufgrund der geringen Anzahl an Proben, die miteinander<br />
zu vergleichen waren, konnte dies statistisch nicht abgesichert werden. Es war<br />
möglich jeweils drei „Stall- und Weidetiere“ miteinander zu vergleichen. Abgesehen<br />
von dem Unterschied, dass die einen Tiere auf der Weide standen und die anderen<br />
Färsen den Sommer 2012 im Stall verbrachten, wiesen sie ansonsten die gleichen<br />
Bedingungen auf. Die nachfolgende Tabelle zeigt, dass trotz höherer<br />
Körpermassenzunahmen bei den „Stalltieren“ jeweils höhere Dioxingehalte in der<br />
Muskulatur nachzuweisen waren als in der von den „Weidetieren“, obgleich die<br />
miteinander verglichenen Tiere gleich lang unbelastetes Futter bekamen. Auch die<br />
Möglichkeit zur Elimination über die Milch wurde dabei berücksichtigt und nur die<br />
Tiere verglichen, die diesbezüglich gleiche Bedingungen aufwiesen.<br />
Tabelle 29: Vergleich der Dioxinbelastung (pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett) in der Muskulatur einiger,<br />
auserwählter „Stall- bzw. Weidetieren“ unter Berücksichtigung der Zeit, in der die Tiere mit<br />
unbelastetem Futter versorgt wurden, welche KM-Änderungen die Färsen während dieser Zeit aufwiesen<br />
(KM-Änd.; in %) und ob eine Laktation erfolgte oder nicht (+ / -)<br />
„Stalltiere“<br />
„Weidetiere“<br />
Färse KM-Änd. Laktation PCDD/F Färse KM-Änd. Laktation PCDD/F<br />
2,75 Monate unbelastetes Futter<br />
F III 4/16 18,4 - 3,29 F III 3/16 14,5 - 1,65<br />
5 Monate unbelastetes Futter<br />
F III 7/16 15,5 + 2,26 F III 5/16 12,6 + 2,08<br />
5,75 Monate unbelastetes Futter<br />
F III 9/16 18,3 + 2,39 F III 14/16 16,3 + 1,93<br />
Es ist zwar fraglich, ob ein Zeitraum von ca. 8 Wochen bereits ausreichend ist, um<br />
das im gesamten Tierleben bis dahin angesammelte Belastungsniveau deutlich<br />
146
Diskussion<br />
ändern zu können, die oben dargestellten Ergebnisse könnten jedoch dafür<br />
sprechen. Unterstellt man den „Stall- und Weidetieren“ die gleiche TS-<br />
Aufnahmekapazität, zeigt ein Vergleich der Dioxinbelastung in dem jeweiligen Futter<br />
(Grassilage: 4,82 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS] bzw. gemittelter<br />
Dioxingehalt im Weideaufwuchs: 0,745 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS])<br />
eine deutlich unterschiedliche Dioxinexposition über das Futter. Diese war für die<br />
„Stalltiere“ in dieser Zeit folglich um nahezu ein 6,5faches höher.<br />
Altkühe:<br />
Die Dioxingehalte in der Muskulatur der Altkühe wiesen ein insgesamt recht<br />
niedriges Niveau auf. Im Vergleich zu zwei Färsen aus der Gruppe F I, die über den<br />
gleichen Zeitraum (5,5 Monate) vor der Schlachtung unbelastetes Futter bekamen,<br />
wiesen die Altkühe geringere Dioxinkonzentrationen in ihrer Muskulatur auf. In der<br />
Auswertung des bundesweiten Überwachungsplans wird in dem Kapitel zur Dioxinund<br />
dl-PCB-Belastung in Rindfleisch aus Mutterkuhhaltung (BRUNS-WELLER 2012)<br />
darauf hingewiesen, dass das Belastungsniveau in den Mutterkühen vermutlich nicht<br />
über ein gewisses Level hinauskommt, da die Dioxine und dl-PCB kontinuierlich über<br />
die Milch abgegeben werden. Die Altkühe, die im Rahmen der vorliegenden Arbeit<br />
untersucht wurden, bekamen vor ihrer Schlachtung über 5,5 Monate unbelastetes<br />
Futter und wiesen in dieser Zeit nach adspektorischer Einschätzung erhebliche<br />
Körpermassenzunahmen (d. h. Körperfettzunahmen) auf. Es ist davon auszugehen,<br />
dass die Dioxingehalte in ihren Schlachtkörpern auch durch eine gewisse<br />
„Verdünnung“ zurückgingen – mangels entsprechender Daten konnte jedoch keine<br />
Auswertung der Körpermassenentwicklung durchgeführt werden. Zudem kam auch<br />
hier möglicherweise dem Faktor Zeit eine Bedeutung zu (s. o.). Aufgrund der<br />
geringen Tierzahl konnte keine endgültige Aussage getroffen werden, ob eine<br />
Mutterkuhhaltung auf dioxinbelasteten Flächen (ohne Risiko für den Verbraucher)<br />
nicht sogar unter zweierlei Aspekten erfolgen kann: Zum einen zur Kälberproduktion<br />
(siehe GUDE 2008) und zum anderen, um zusätzlich die Schlachtkörper der aus der<br />
Produktion ausscheidenden Mutterkühe noch nutzen zu können. Diese Möglichkeit<br />
wurde bislang aus Gründen der Lebensmittelsicherheit eher ausgeschlossen (GUDE<br />
147
Diskussion<br />
et al. 2008, TAUBE und KAMPHUES 2009, TAUBE et al. 2009). Die Ergebnisse aus<br />
der vorliegenden Arbeit sprechen jedoch dafür, dass selbst die Schlachtkörper dieser<br />
„Altkühe“ noch als Lebensmittel dienen könnten, sofern auch hier sichergestellt ist,<br />
dass mehrere Monate vor der Schlachtung ausschließlich unbelastetes Futter zum<br />
Einsatz kommt und die Tiere ausreichende Körpermassenzunahmen aufweisen. Dies<br />
müsste durch weitere Untersuchungen mit größeren Tierzahlen abgesichert werden.<br />
Die Untersuchungsergebnisse in der Muskulatur der totgeborenen Kälber zeigen,<br />
dass PCDD/F und auch dl-PCB, wie aus der Literatur bekannt (siehe beispielsweise<br />
BECKER et al. 2010, BMU 2013, FERNANDES et al. 2011, HESS und GEINOZ<br />
2011, GUDE 2008, GUDE et al. 2008, HIRAKO et al. 2005, TAUBE und KAMPHUES<br />
2009), diaplazentar übertragen werden. Weitaus größere Dioxinmengen werden aber<br />
über die Muttermilch aufgenommen (HIRAKO 2008). Obwohl der Absetzer erst 6<br />
Wochen vor der Schlachtung von dem Muttertier, d. h. von der „belasteten“ Milch<br />
abgesetzt wurde und ausschließlich unbelastetes Futter bekam, wies die Muskulatur<br />
einen akzeptablen Dioxingehalt (< Höchstgehalt) auf, vermutlich wegen der hohen<br />
Körpermassenzunahme in den 6 Wochen des Einsatzes unbelasteten Futters.<br />
5.6.3 Leber<br />
Aufgrund spezieller Auflagen der Veterinärbehörde werden die Lebern von<br />
Schlachttieren aus „Risikobetrieben“ auf dem Schlachthof verworfen (es sei denn es<br />
liegen Einzeluntersuchungsergebnisse vor, die eine Lebensmitteltauglichkeit dieser<br />
Organe bestätigen). Da die besondere Belastung der Lebern von Schlachttieren von<br />
elbangrenzenden Grünlandflächen aus vorausgegangenen Untersuchungen (GUDE<br />
2008, SCHULZ 2004/2005b) bekannt ist, wurde aus Kostengründen auf<br />
Einzeluntersuchungen verzichtet.<br />
F I – F III:<br />
Wie bereits im Ergebnisteil dargestellt (siehe Kapitel 4.2.6), zeigten die<br />
Leberpoolproben der Färsengruppe F I nahezu identische Kongenerenprofile (siehe<br />
Kapitel 4.2.6), obwohl jene Färsen, deren Lebern in der Probe F I La vereinigt<br />
wurden, nicht auf dem Versuchsbetrieb aufgezogen wurden. Hieraus lässt sich<br />
schließen, dass bereits eine einzige Weidesaison und eine „Stallperiode“ (insgesamt<br />
148
Diskussion<br />
ca. ein Jahr „belastetes“ Futter) ausreichen, um eine annähernd gleiche<br />
Dioxinbelastung in den Lebern der Tiere hervorzurufen. Die Leber stellt nämlich ein<br />
Organ dar, in dem die Dioxine zunächst einmal abgelagert werden, um von dort aus<br />
in andere Gewebe oder Organe zu gelangen (GUDE et al. 2008, RICHTER und<br />
MCLACHLAN 2001), und eignet sich, um die aktuelle Expositionssituation<br />
abschätzen zu können (GUDE 2008, SCHULZ 2005) – vermutlich da Dioxine schnell<br />
in der Leber akkumulieren (VAN DEN BERG et al. 1994). In den Untersuchungen<br />
von SCHULZ (2005) reichte bei Kühen bereits ein 10wöchiger Weidegang im<br />
Elbdeichvorland aus, um das für die Region „typische“ Kongenerenprofil in den<br />
Lebern dieser Tiere zu erhalten.<br />
Die Gegenüberstellung der Dioxingehalte in den Leberproben und den<br />
dazugehörigen Muskulaturproben der Färsen aus den Gruppen F I – III<br />
veranschaulicht, dass die Dioxine, wie aus der Literatur bekannt, verstärkt in der<br />
Leber akkumulierten. Des Weiteren zeigt sich, dass auch die dl-PCB verstärkt in<br />
dieses Organ eingelagert wurden, obgleich nicht in dem Ausmaß, wie im Fall der<br />
Dioxine. Aus den vorliegenden Untersuchungen geht auch hervor, dass das<br />
„Muskulatur-Leber-Verhältnis“ der Dioxine geringere Werte annimmt, je länger<br />
unbelastete Futtermittel im Einsatz waren. Dies ist auch erklärlich, da Dioxine –<br />
ausgehend von der Leber – mit der Zeit in andere Organe/Gewebe gelangen (s. o.).<br />
Ähnliches konnte auch für die dl-PCB beobachtet werden, obgleich der Unterschied<br />
zwischen den Gehalten in der Muskulatur und Leber deutlich geringer war.<br />
Tabelle 30: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberpoolproben der Gruppen F I – III und den<br />
dazugehörigen Gehalten in der Muskulatur der beprobten Tiere sowie das Verhältnis (Verh. M : L) dieser<br />
Verbindungen zwischen Muskulatur (M) und Leber (L) unter Berücksichtigung der Einsatzdauer<br />
unbelasteter Futtermittel vor der Schlachtung<br />
Probe<br />
Unbel. FM<br />
PCDD/F 1 dl-PCB 2<br />
(Mon.) M 3 L Verh. M : L M 3 L Verh. M : L<br />
F I L a 3,5 1,14 9,30 1 : 8,16 1,38 3,56 1 : 2,58<br />
F I L b 3,5 1,31 9,29 1 : 7,09 1,26 3,15 1 : 2,50<br />
F II L a 5/7 1,90 15,21 1 : 8,01 2,26 7,07 1 : 3,13<br />
F II L b 9,5 1,28 6,22 1 : 4,86 1,73 3,47 1 : 2,01<br />
F III L a 2,75 2,82 20,11 1 : 7,13 1,47 3,57 1 : 2,43<br />
F III L b 5,75 1,72 7,80 1 : 4,53 1,05 1,95 1 : 1,86<br />
1 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (TEF 2005, upper bound)<br />
2<br />
pg WHO-PCB-TEQ/g Fett (TEF 2005, upper bound)<br />
3 arithmetisches Mittel, gebildet aus den Dioxingehalten der Muskulaturindividualproben von jenen Färsen, deren<br />
Lebern in der entsprechenden Leberpoolprobe vereinigt wurden<br />
149
Diskussion<br />
Aus den Untersuchungsergebnissen geht folgendes eindeutig hervor: Selbst wenn<br />
die Schlachtkörper der Färsen durch die rechtzeitige Futterumstellung Dioxingehalte<br />
in ihrer Muskulatur aufweisen können, die deutlich unterhalb des zulässigen<br />
Höchstgehaltes liegen, gehören die Lebern dieser Tiere ausnahmslos verworfen. Die<br />
Ergebnisse zeigten eindeutig, dass die Lebern selbst mehrere Monate nach dem<br />
Absetzen der dioxinbelasteten Futtermittel nach wie vor deutlich belastet sind. Es<br />
reichte in dem vorliegenden Feldversuch nicht einmal aus, die vorgenutzten Färsen<br />
über einen Zeitraum von 9,5 Monaten mit unbelastetem Futter zu versorgen, um den<br />
Dioxinhöchstgehalt von 4,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett nicht zu überschreiten.<br />
Färse F 0:<br />
Entgegen der Erwartungen konnte in der Leber dieser Färse kein höherer<br />
Dioxingehalt gemessen werden, obwohl das Tier bis zur Schlachtung ein Leben lang<br />
einer erhöhten Dioxinexposition ausgesetzt war und die gleiche Vorgeschichte wie<br />
die Färsen aus der Gruppe F I aufwies. Im Hinblick auf den Dioxingehalt in der<br />
Muskulatur dieses Tieres fiel auf, dass die Leber nur unwesentlich höher belastet<br />
war. Eine Erklärung hierfür konnte bis zum Abschluss der Untersuchungen nicht<br />
gefunden werden.<br />
Altkühe:<br />
Die durchschnittliche Dioxinbelastung in den Lebern dieser Tiere (5,13 pg WHO-<br />
PCDD/F-TEQ/g Fett) lag unerwartet sogar unterhalb der Belastung von Lebern der<br />
vorgenutzten Färsen, die über einen ähnlich langen oder sogar längeren Zeitraum<br />
mit unbelastetem Futter versorgt wurden. Ob dies an den wiederholten Laktationen<br />
lag, ließ sich abschließend nicht klären. Auch in den Untersuchungen von GUDE<br />
(2008) wiesen die Lebern der Altkühe, verglichen mit denen der Färsen, im<br />
Durchschnitt eher geringere Dioxingehalte auf, wobei die einzelnen Dioxingehalte<br />
zum Teil erheblich variierten. Da die Futtermittel, die den Altkühen des vorliegenden<br />
Versuchs im Laufe ihres Lebens angeboten wurden, nicht untersucht wurden,<br />
könnten die geringen Dioxingehalte in den Lebern der Altkühe möglicherweise auch<br />
150
Diskussion<br />
dadurch bedingt sein, dass diese Kühe insgesamt geringere Dioxinmengen<br />
aufgenommen hatten.<br />
Bei den totgeborenen Kälbern betrug das Verhältnis zwischen dem Dioxingehalt in<br />
der Muskulatur und dem in der Leber 1 : 1,06. Dies bestätigt, dass Dioxine bei einer<br />
intrauterinen Exposition kaum stärker in der Leber von Feten akkumulieren als in der<br />
Muskulatur (HAGENMAIER et al. 1990, GUDE 2008). Bei dem Absetzer zeigten die<br />
Untersuchungsergebnisse wiederum sehr deutlich, dass Dioxine verstärkt in der<br />
Leber akkumulieren: Das Verhältnis des PCDD/F-Gehalts in der Muskulatur bzw.<br />
Leber des Tieres betrug ungefähr 1 : 6. Obwohl das Tier nach dem Absetzen vom<br />
Muttertier mit unbelastetem Futter versorgt wurde, lag der Dioxingehalt in der Leber<br />
noch deutlich über dem aktuell gültigen Höchstgehalt. Sofern die Kälber erst nach<br />
5,5 Monaten von den Mutterkühen getrennt und nur über einen kurzen Zeitraum mit<br />
unbelastetem Futter ausgemästet werden, muss von einer Vermarktung der<br />
Kalbslebern abgesehen werden, selbst wenn die „Absetzfrist“ und dabei erreichte<br />
Körpermassenzunahmen für die Reduktion der Dioxingehalte in der Muskulatur<br />
ausreichen.<br />
5.7 Rückgang der Dioxinkonzentration<br />
Zweifelsohne ging die kontinuierliche Exposition über die Futtermittel mit einer<br />
erhöhten Dioxinlast in den Versuchsfärsen einher. Diese konnte sich durch das<br />
„Absetzen“ der belasteten Futtermittel und die Umstellung auf unbelastetes Futter so<br />
weit „reduzieren“ lassen, dass 50 der insgesamt 51 Schlachtkörper (d. h. 98 %)<br />
Dioxingehalte aufwiesen, die unterhalb des zulässigen Höchstgehalts lagen. Dieser<br />
Rückgang der Dioxinkonzentration wurde im Wesentlichen durch folgende Faktoren<br />
beeinflusst:<br />
1. Körpermassenzunahme bzw. Körperfettzunahme<br />
2. „Absetzfristen“ bzw. Faktor Zeit<br />
3. Laktation<br />
4. Ausgangsbelastung der Tiere<br />
5. Ausgangsgewicht bzw. Alter der Tiere<br />
151
Diskussion<br />
5.7.1 Einfluss der Körpermassenzunahmen<br />
Wie bereits oben erwähnt, wird dem „Verdünnungseffekt“ durch die Körpermassenbzw.<br />
Körperfettzunahme die größte Bedeutung in der Dioxinlastminderung<br />
zugesprochen (siehe Kapitel 5.6.2). Dies lässt sich auch recht plausibel erklären: Da<br />
keine bzw. eben keine entscheidenden Mengen (eine absolute „Dioxinfreiheit“ kann<br />
von den Futtermitteln bislang nicht vorausgesetzt werden; KAMPHUES und SCHULZ<br />
2006, TAUBE und KAMPHUES 2009) an Dioxinen mehr aufgenommen werden,<br />
bleibt die Dioxinlast in den Schlachttieren zunächst auf einem gewissen Level<br />
bestehen, d. h. auf der „Ausgangsbelastung“ zum Tag der Futterumstellung. Bei der<br />
Ausmast mit unbelasteten Futtermitteln nimmt der Anteil an neuem, „unbelastetem“<br />
Gewebe in den Tierkörpern zu. Da Dioxine im Organismus vorwiegend im<br />
Fettgewebe gespeichert werden, wird die Dioxinlast in Folge einer<br />
Fettgewebszunahme auf eine insgesamt größere Fettmasse verteilt, so dass es zu<br />
einer Verdünnung kommt. Es ist davon auszugehen, dass dieser Verdünnungseffekt<br />
umso größer ist, je mehr Körpermasse bzw. Fett die Tiere relativ zu ihrem<br />
Ausgangsgewicht zulegen. NAGORNY (1991) stellte eine sehr hohe negative<br />
Korrelation von PCB-Gehalten mit der Körpermassenzunahme bei Mastbullen fest:<br />
Es wurde geschlussfolgert, dass bei einer täglichen Zunahme von nur 460 g/Tier/Tag<br />
die „Wartezeit“ ca. 18 Monate betragen muss, wohingegen bei einer täglichen<br />
Zunahme von 650 g lediglich nur noch 11 Monate gewartet werden müsse, damit die<br />
Tiere geschlachtet werden können. Bei Tieren, die sich noch im Wachstum befinden,<br />
können vermutlich stärkere Verdünnungseffekte erwartet werden als bei Tieren, die<br />
ihre endgültige Körpergröße bereits erreicht haben. So konnte GUDE (2008)<br />
beispielsweise eine 89%ige Reduktion der Dioxingehalte in der Muskulatur früh<br />
abgesetzter Kälber beobachten, da diese in der Zeit, in der sie mit unbelastetem<br />
Futter versorgt wurden, ihre Körpermasse nahezu verdoppelten. Dabei war es bei<br />
den untersuchten Kälbern umso schwieriger, tolerable Dioxingehalte zu erreichen, je<br />
höher das Ausgangsgewicht zum Zeitpunkt des „Absetzens“ der belasteten<br />
Futtermittel war. Von den Körpermassenzunahmen der Kälber, die von GUDE (2008)<br />
untersucht wurden, sind die hier beobachteten Zunahmen der vorgenutzten Färsen<br />
aus der vorliegenden Arbeit aber weit entfernt (siehe Kapitel 5.6.2). Dennoch konnte<br />
152
Diskussion<br />
auch hier ein Verdünnungseffekt – wenn auch in einem geringeren Ausmaß –<br />
beobachtet werden. Besonders auffällig war der Einfluss der Körpermassenzunahme<br />
in der zweiten Färsengruppe (F II): Die höchsten Dioxingehalte wurden in der<br />
Muskulatur von den drei Tieren festgestellt, die mit Abstand die geringsten<br />
Zunahmen bzw. sogar in einem Fall einen Körpermassenverlust aufwiesen. Auch in<br />
der Muskulatur einer Färse aus der dritten Gruppe (F III), die gerade einmal eine<br />
Zunahme von 3,58 % aufwies, konnte ein hoher Dioxingehalt festgestellt werden.<br />
Allerdings scheint eben nicht nur die Verdünnung durch die Körpermassenzunahme<br />
(d. h. Zunahme des Fettgewebes) eine Bedeutung bei der Dioxinlastminderung zu<br />
haben: Bei zwei Tieren aus der Gruppe F III mussten recht hohe Dioxingehalte in der<br />
Muskulatur festgestellt werden, obwohl diese Tiere eine Zunahme von 13,2 bzw.<br />
18,4 % in der Ausmast aufwiesen (siehe auch Kapitel 5.6.2).<br />
5.7.2 Einfluss der „Absetzfristen“<br />
Die „Absetzfrist“, d. h. die Dauer des Einsatzes unbelasteten Futters vor der<br />
Schlachtung, hat vermutlich einen ganz erheblichen Einfluss darauf, wie weit sich die<br />
Dioxingehalte im Schlachtkörper reduzieren lassen. Dies beruht zum einen allein<br />
schon darauf, dass höhere Körpermassenzunahmen in der Regel auch eine längere<br />
Ausmast benötigen. Zum anderen kommt aber vermutlich auch dem Faktor Zeit eine<br />
gewisse Bedeutung zu. Wie in Kapitel 5.6.2 beschrieben, sollen die Dioxingehalte<br />
nicht nur aufgrund einer Verdünnung zurückgehen. Es sollen vielmehr auch der<br />
Metabolismus und eine gewisse Umverteilung der Dioxine in andere Organe bzw.<br />
Gewebe eine Rolle spielen.<br />
5.7.3 Einfluss der Laktation<br />
Wie bereits erwähnt gilt die Milch – neben der Ausscheidung über den Kot – als ein<br />
Haupteliminationsweg für Dioxine (FRIES 1995, FRIES et al. 2002, JONES et al.<br />
1987, MCLACHLAN et al. 1990) und kann – je nach Exposition der Tiere – mit hohen<br />
Dioxingehalten in der Milch einhergehen. Diese „belastete“ Milch ist aber die<br />
Grundlage der Versorgung der Kälber und kann – je nach Belastung der Milch – zu<br />
erhöhten Dioxingehalten in der Muskulatur der Kälber führen (CHOBTANG et al.<br />
2011, GUDE 2008, HESS und GEINOZ 2011, SCHULZ 2005). Da Dioxine<br />
153
Diskussion<br />
nachweislich über die Milch abgegeben werden, ist auch davon auszugehen, dass<br />
damit die Dioxinlast in laktierenden Mutterkühen verringert wird. In der Literatur<br />
werden unterschiedliche Carry-over-Raten dafür angegeben, welcher Anteil der<br />
Dioxine, die mit dem Futter aufgenommenen wurden, über die Milch abgegeben<br />
werden.<br />
Anhand der Konzentrationen der einzelnen Kongerene im Futter bzw. in der Milch<br />
lassen sich hypothetisch annähernde Carry-over-Raten berechnen. Dies<br />
berücksichtigt dann jedoch nur die Dioxine, die auch tatsächlich über das Futter<br />
selbst aufgenommen wurden und nicht jene, deren Aufnahme möglicherweise<br />
anderweitig (z. B. über die Aufnahme kontaminierten Bodens) erfolgte.<br />
Bei einer modellhaften Kalkulation wurden fünf ausgewählte Dioxinkongenere<br />
betrachtet. Zum einen das Kongener, welches in der ausgewählten Milchprobe<br />
(RM F I a) die höchste Konzentration aufwies (1,2,3,4,7,8-HxCDF), zum anderen das<br />
Kongener, das in dieser Probe in der geringsten Konzentration vorlag (1,2,3,7,8,9-<br />
HxCDF), eines, das zwischen diesen beiden Extremen lag (2,3,4,7,8-PeCDF), sowie<br />
die zwei Kongenere, denen aufgrund des höchsten Toxizitätsfaktors (TEF = 1) eine<br />
große Bedeutung zukommt, 2,3,7,8-TCDD und 1,2,3,7,8-PeCDD. Die<br />
Kongenerengehalte dieser Milch wurden in Zusammenhang mit den Gehalten jener<br />
Grassilage gebracht, mit der die Tiere während der Laktation versorgt wurden<br />
(1. Schnitt 2010). Die Berechnung erfolgte unter der Prämisse, dass die Tiere eine<br />
tägliche TS-Aufnahme von 12 bzw. 15 kg aufwiesen und täglich 15 Liter Milch<br />
(Fettgehalt 4,8 %) gaben.<br />
Tabelle 31: Berechnung der Carry-over-Raten ausgewählter Kongenere in der Milchprobe RM F I a<br />
TS-Aufnahme: 12 kg pro Tier und Tag<br />
Kongener Dioxinaufnahme 1 Dioxinausscheidung 1 Carry-over (%)<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDF 56,76 5,87 10,34<br />
2,3,4,7,8-PeCDF 15,12 0,792 5,24<br />
1,2,3,7,8,9-HxCDF 17,64 0,058 0,332<br />
2,3,7,8-TCDD 0,540 0,151 27,96<br />
1,2,3,7,8 PeCDD 2,87 0,360 12,54<br />
TS-Aufnahme: 15 kg pro Tier und Tag<br />
Kongener Dioxinaufnahme 1 Dioxinausscheidung 1 Carry-over (%)<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDF 70,95 5,87 8,27<br />
2,3,4,7,8-PeCDF 18,9 0,792 4,19<br />
1,2,3,7,8,9-HxCDF 22,05 0,058 0,263<br />
2,3,7,8-TCDD 0,675 0,151 22,37<br />
1,2,3,7,8 PeCDD 3,59 0,360 10,03<br />
1 Angabe in ng pro Tier und Tag unter den oben genannten vorausgesetzten Bedingungen<br />
154
Diskussion<br />
Je nach Kongener und TS-Aufnahme der Tiere variierten die so abgeleiteten Carryover-Raten<br />
erheblich. Es ist bekannt, dass der Übergang einzelner Dioxine in die<br />
Milch aufgrund ihrer verschiedenen physikalisch-chemischen Eigenschaften in<br />
unterschiedlichem Ausmaß erfolgt (SCHULZ 2005). Vergleicht man die hier<br />
ermittelten Carry-over-Raten mit denen, die in der Literatur für diese Kongenere<br />
angegeben werden (Daten aus verschiedenen Publikationen, die in den Arbeiten von<br />
SCHULZ 2005 und BECKER et al. 2010 zusammengestellt sind), fallen zum Teil<br />
große Unterschiede auf.<br />
Tabelle 32: Carry-over-Raten (COR; in %) ausgewählter Dioxinkongenere verschiedener Publikationen,<br />
die in den Arbeiten SCHULZ 2005 bzw. BECKER et al. 2010 zusammengestellt wurden, im Vergleich zu<br />
den errechneten Carry-over-Raten aus den Ergebnissen der vorliegenden Arbeit<br />
Kongener<br />
SCHULZ 2005 BECKER et al. 2010 Vorliegende Arbeit<br />
COR (%)<br />
COR (%)<br />
COR (%)<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDF 6 - 24 7 - 33 8 - 10<br />
2,3,4,7,8-PeCDF 15 - 40 33 - 58 4 - 5<br />
1,2,3,7,8,9-HxCDF 14 14 - 37 < 1<br />
2,3,7,8-TCDD 35 - 38 30 - 58 22 - 28<br />
1,2,3,7,8 PeCDD 15 - 39 20 - 72 10 - 13<br />
Die Diskrepanzen sind erheblich, so dass hier mögliche Fehlerquellen zu erörtern<br />
sind: Bei der vorliegenden Kalkulation wurde lediglich auf die Dioxingehalte einer<br />
Futterprobe und einer Milchprobe Bezug genommen. Zudem wurde den Tieren eine<br />
bestimmte TS-Aufnahme unterstellt und die Milchmenge geschätzt. Daher können<br />
die hier ermittelten Carry-over-Raten nur als grobe Orientierung dienen.<br />
Es ist fraglich, ob eine einzige Laktation über eine Dauer von mehreren Wochen bzw.<br />
einigen Monaten einen bedeutenden Effekt auf die Dioxinbelastung in den<br />
erstkalbenden Färsen hatte. Immerhin bekamen die Färsen ihr gesamtes Leben (bis<br />
zur Geburt ihres Kalbes) belastetes Futter und schieden über die Milch<br />
verhältnismäßig geringe Dioxinmengen aus.<br />
Insgesamt ist aber vielleicht der Schluss erlaubt, dass der Laktation eine deutlich<br />
geringere Bedeutung zukommt als der Körpermassenzunahme in der Ausmast, sie<br />
aber dennoch in gewisser Weise zu einem Rückgang der Dioxinkonzentration im Tier<br />
beitragen kann.<br />
155
Diskussion<br />
5.8 Schlussfolgerungen<br />
Aus den Ergebnissen dieser Arbeit ist abzuleiten, dass das hier untersuchte Konzept<br />
der Färsenvornutzung generell zur Nutzung dioxinexponierter Grünlandflächen<br />
geeignet erscheint. Trotz einer längeren Dioxinexposition in Aufzucht und<br />
Trächtigkeit konnten die Dioxingehalte in 50 der insgesamt 51 Schlachtfärsen durch<br />
das „Absetzen“ der belasteten Futtermittel soweit „reduziert“ werden, dass diese in<br />
den Schlachtkörpern unterhalb des zulässigen Höchstgehalts lagen, d. h. für den<br />
Verbraucher „sicheres“ Rindfleisch gewonnen werden konnte. Dies entspricht einer<br />
Erfolgsrate von 98 Prozent. Es muss jedoch erwähnt werden, dass ein weiterer<br />
Schlachtkörper verworfen werden musste: In diesem Fall waren jedoch nicht die<br />
Dioxine sondern die hohen dl-PCB-Gehalte dafür verantwortlich.<br />
Die Untersuchungen konnten zeigen, dass die Höchstgehalte in der Muskulatur (d. h.<br />
im Fleisch) eingehalten werden konnten, wenn die Tiere:<br />
• vor ihrer Schlachtung über mindestens 3 Monate mit unbelastetem Futter<br />
versorgt wurden,<br />
• in dieser Zeit eine Körpermassenzunahme von mindestens ca. 10 %<br />
erreichten und<br />
• zusätzlich noch einen Teil der Dioxine über die Milch abgeben konnten (dies<br />
war jedoch nicht zwingend erforderlich).<br />
Es zeigte sich jedoch auch, dass die Lebern – unabhängig davon, wie lang die<br />
Färsen vor der Schlachtung unbelastetes Futter bekamen – verworfen werden<br />
mussten. Zweifelsohne wäre dieses Organ bei Anwendung des hier untersuchten<br />
Konzeptes im Vorhinein von der Lebensmittelkette auszuschließen.<br />
Abschließend sei noch auf einige Punkte bzw. Einschränkungen hingewiesen, die bei<br />
der Umsetzung eines solchen Konzeptes berücksichtigt werden müssten.<br />
Obwohl sich das Konzept in dieser Arbeit als geeignet herausstellte, verbleibt ein<br />
gewisses Restrisiko. So musste bei einer Färse, die über einen Zeitraum von 4,5<br />
Monaten mit unbelastetem Futter versorgt wurde, in dieser Zeit 13,2 % ihrer<br />
156
Diskussion<br />
Körpermasse zunahm sowie eine Laktation aufwies (möglicherweise jedoch nur eine<br />
„reduzierte“ Laktation, da das eigene Kalb verstarb), ein recht hoher Dioxingehalt<br />
festgestellt werden, der jedoch aufgrund der Messunsicherheit noch unterhalb des<br />
Höchstgehaltes blieb. In diesem Fall konnte von einer recht hohen<br />
Ausgangsbelastung ausgegangen werden, da dieses Tier (aus der Gruppe F III) vor<br />
der Futterumstellung über mehrere Wochen mit einer sehr hoch belasteten<br />
Grassilage versorgt wurde – es lag also eine worst case-Bedingung zu Grunde.<br />
Dieses hohe Belastungsniveau war möglicherweise ursächlich für den recht hohen<br />
Dioxingehalt. Solch ein hoher Dioxingehalt, wie er bei dieser Grassilage beobachtet<br />
werden konnte, ist bei Einhaltung der Bewirtschaftungsempfehlungen aber gar nicht<br />
zu erwarten. In den meisten untersuchten Futtermitteln, die unter Berücksichtigung<br />
dieser Empfehlungen gewonnen wurden, lagen die Dioxingehalte unterhalb des<br />
zulässigen Höchstgehalts (LWK 2011). Folglich könnte bei der Umsetzung<br />
gegebenenfalls noch mit einem geringeren Restrisiko als in dem vorliegenden<br />
Feldversuch gerechnet werden.<br />
Das Risiko, dass dennoch Höchstgehaltüberschreitungen in den Schlachtkörpern<br />
festgestellt werden können, ist somit deutlich geringer – und das mit Abstand – als<br />
bei einer „normalen“ Nutzung der dioxinexponierten Grünlandflächen. In den<br />
Untersuchungen von GUDE (2008) kam es bei 20 % der Färsen und 33 % der<br />
Mutter-/Schlachtkühe aus exponierten Betrieben zu Höchstgehaltüberschreitungen.<br />
Fraglich ist jedoch, ob sich ein solches Konzept für eine gesamte Region<br />
(beispielsweise für die gesamte Elbtalaue) umsetzen ließe. Das Konzept würde eine<br />
Abkehr vom bisherigen Prinzip des generellen Fütterungsverbots bei<br />
Höchstgehaltüberschreitungen bedeuten (die rechtliche Grundlage sieht vor, dass<br />
Futtermittel bei Überschreitung der Höchstgehalte weder verfüttert noch<br />
„verschnitten“ werden dürfen). Ob diese rechtliche Grundlage möglicherweise in<br />
Form einer Ausnahmegenehmigung für eine ganze Region „aufgeweicht“ werden<br />
könnte, bliebe abzuwarten.<br />
157
Diskussion<br />
Zweifelsohne wäre die Umsetzung eines solchen Konzeptes nur mit weiteren<br />
Auflagen zur Risikominimierung denkbar:<br />
• Strenge Kontrolle der „Absetzfristen“, d. h. der Umstellung von potentiell<br />
belastetem zu unbelastetem Futter<br />
• Untersuchung aller Futtermittel, die nach der Umstellung zum Einsatz<br />
kommen: Sicherstellung, dass in den letzten Monaten vor der Schlachtung<br />
ausschließlich unbelastetes Futter zum Einsatz kommt<br />
• Überprüfung des Konzepterfolges<br />
→ Bestimmung der Dioxingehalte in den Schlachtkörpern (Muskulatur) 1)<br />
1)<br />
Hier müsste zunächst geklärt werden, ob – aufgrund des geringen Risikos –<br />
Stichproben als ausreichend anzusehen wären oder Sammelproben erstellt werden<br />
sollten. Die einzelne Untersuchung eines jeden Schlachtkörpers stellt aus<br />
Kostengründen keine Option dar.<br />
Es muss zudem Erwähnung finden, dass bei einer Umsetzung dieses Konzeptes –<br />
bedingt durch die aufwändige Dioxinanalytik (Futtermittel, Muskulatur) – mit hohen<br />
Kosten zu rechnen wäre. Letztlich bliebe auch noch zu klären, ob der Landwirt als<br />
Lebensmittelproduzent diese Kosten allein tragen müsste, oder wer für diese Kosten<br />
bzw. einen Teil dieser Kosten aufkommen würde.<br />
Vorteile der Färsenvornutzung im Vergleich zu anderen Verfahren<br />
Auf die Vorteile der Färsenmast mit Vornutzung wurde bereits im Kapitel 2.6<br />
eingegangen. Da durch die damit verbundene Kälberproduktion der eigene Bestand<br />
automatisch um 50 % aufgestockt wird (weibliche Kälber dienen als nächste<br />
Generation Färsen), muss lediglich nur die andere Hälfte der Tiere zugekauft<br />
werden. Diese Eigenremontierung in Höhe von 50 % ist ein ökonomischer,<br />
logistischer und hygienischer Vorteil. Die männlichen Kälber werden verkauft bzw.<br />
auf einen unbelasteten Standort verbracht und als Jungrinder mit unbelastetem<br />
Futter gemästet.<br />
158
Diskussion<br />
Entgegen erster/früherer Erwartungen, deuten die Ergebnisse dieser Arbeit darauf<br />
hin, dass selbst eine Mutterkuhhaltung mit einer nachfolgenden Vermarktung des<br />
Rindfleischs der aus der Produktion „ausscheidenden“ Altkühe – unter oben<br />
genannten Bedingungen – auch möglich sein könnte. Gegenüber einer<br />
Mutterkuhhaltung bestünde der Vorteil der Färsenvornutzung zum einen darin, dass<br />
das Fleisch der Färsen „höchste Qualitätsansprüche“ (SCHMITTER 1976) aufweist<br />
und aufgrund eines Qualitätsbonus auf dem Schlachthof einen höheren Fleischpreis<br />
erzielen kann als das von „Altkühen“. Denkbar wäre zudem, dass der<br />
„Verdünnungseffekt“ bei Färsen in einer kürzeren Zeit erreicht werden kann, da diese<br />
während der Mast schneller Fett anlegen und recht schnell „verfetten“ (GRANZ<br />
1985).<br />
Da nach den vorliegenden Ergebnissen die Laktation nicht die Bedeutung hat wie<br />
anfangs gedacht, wäre es aber auch denkbar, ein solches Konzept auch auf andere<br />
Formen der Rindfleischproduktion zu übertragen: So könnte sich dioxinbelastetes<br />
Grünland möglicherweise auch durch eine „Magervieh-“ oder Ochsenhaltung<br />
bewirtschaften lassen, sofern diese Tiere eine ausreichende Zeit vor ihrer<br />
Schlachtung ausschließlich mit unbelastetem Futter ausgemästet werden würden. In<br />
diesen Fällen müsse aber zunächst noch geprüft werden, wie lang die unbelasteten<br />
Futtermittel zum Einsatz kommen müssten, damit absolut „sicheres“ Rindfleisch<br />
produziert werden kann.<br />
159
Zusammenfassung<br />
6 Zusammenfassung<br />
Ungemach, Linda Christine:<br />
Die Dioxinbelastung von Schlachtrindern aus einer Färsenvornutzung auf<br />
exponiertem Grünland nach einer Ausmast mit unbelastetem Futter<br />
Die Nutzung dioxinexponierten Grünlands zur Futtermittelgewinnung oder in Form<br />
einer Beweidung ist mit dem Risiko von Höchstgehaltüberschreitungen in Futter- und<br />
Lebensmitteln verbunden. Dennoch gibt es gewichtige Gründe (u. a. der<br />
Hochwasserschutz), die für eine weitere Nutzung solcher exponierten Standorte<br />
sprechen. Sofern die Produktionsbedingungen (Futtermittelgewinnung, Tierfütterung<br />
und -haltung) an die Exposition angepasst werden, sind entsprechende Grenzwerte<br />
für Futter- und Lebensmittel auch durchaus einzuhalten.<br />
In dieser Arbeit sollte geprüft werden, ob eine besondere Form der<br />
Rindfleischerzeugung, nämlich die Färsenvornutzung, die Nutzung dioxinexponierten<br />
Grünlands erlaubt. Die Hypothese, die dem hier untersuchten Konzept zugrunde lag,<br />
lautete: Wird vor der Schlachtung das evtl. dioxinbelastete durch unbelastetes Futter<br />
ersetzt, so geht die Dioxinbelastung im Tier so weit zurück, dass sicheres Rindfleisch<br />
(Dioxingehalt < Höchstgehalt) gewonnen wird. Der geringe Dioxingehalt im<br />
Schlachtkörper sollte insbesondere durch eine Ausmast mit unbelasteten FM in den<br />
letzten Monaten vor der Schlachtung erzielt werden. Nicht zuletzt erfolgt auch eine<br />
gewisse Entlastung durch eine Dioxinabgabe mit der Milch. Hierzu wurde ein Betrieb<br />
ausgewählt, dessen Grünland besonders exponiert ist (Elbtalaue). Auf diesem<br />
„Versuchsbetrieb“ standen 51 Färsen (drei Gruppen: F I, F II, F III) für den<br />
Feldversuch zur Verfügung, die zunächst (potentiell) dioxinbelastete Futtermittel (FM)<br />
bekamen: Weideaufwuchs (Sommer: Weidehaltung im Elbdeichvorland) bzw.<br />
belastete Grassilagen (Winter: Stallhaltung). Um die z. T. hoch belasteten FM<br />
überhaupt einsetzen zu können, bedurfte es einer Ausnahmegenehmigung.<br />
Für eine fundierte Einschätzung der Dioxinbelastung von Standort, Futtermitteln und<br />
Tieren wurden diverse Matrizes auf den Gehalt an Dioxinen (PCDD/F) sowie<br />
dioxinähnlichen PCB (dl-PCB) mittels HRGC/HRMS untersucht (LAVES, Oldenburg).<br />
Es wurden u. a. Bodenproben (LUFA Nord-West, Hameln) von der Weidefläche<br />
(Elbdeichvorland) sowie die „belasteten“ FM (Gras bzw. -silagen aus dem<br />
160
Zusammenfassung<br />
Elbdeichvorland) untersucht. Um sicherzustellen, dass vor der Schlachtung<br />
ausschließlich unbelastetes Futter zum Einsatz kam, wurde dieses entsprechend<br />
untersucht. Von den Färsen wurden Kolostrum- und Milchproben, sowie – nach<br />
Schlachtung – Muskulatur- (Einzeltierprobe) und Leberproben (Poolprobe)<br />
entnommen. Die Schlachtkörper wurden bis zum Eintreffen der Ergebnisse „vorläufig<br />
beschlagnahmt“ und nur freigegeben, wenn keine Höchstgehaltüberschreitungen<br />
vorlagen. Da die Lebern ohnehin verworfen werden mussten (Status „Risikobetrieb“),<br />
konnte von Einzeluntersuchungen abgesehen werden (aus Kostengründen nur<br />
Poolproben). Zusätzlich zu den 51 Färsen, die das Konzept durchliefen, wurden auch<br />
Muskulatur- und Leberproben einiger weiterer Tiere des Betriebes untersucht: Eine<br />
Färse (bis zur Schlachtung belastete FM), 6 Altkühe (5,5 Monate unbelastete FM vor<br />
Schlachtung), ein Absetzer (3,5 Mon. unbelastete FM vor Schlachtung) sowie 2<br />
totgeborene Kälber.<br />
Wesentliche Ergebnisse<br />
Die Bodenproben enthielten Dioxingehalte von 44,0 bis 153 ng WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/kg TS (Beleg für die besondere Exposition der Weidefläche). Die „belasteten“<br />
Grassilagen wiesen Dioxingehalte von 1,71 bis 4,82 WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/kg FM (88 % TS) auf und überschritten somit alle den zulässigen Höchstgehalt<br />
(0,75 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS]). Auch zwei Weideaufwuchsproben<br />
wiesen hohe Gehalte auf (0,74 bzw. 3,64 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM [88 % TS]).<br />
Die Dioxingehalte in den übrigen Proben des Weideaufwuchses variierten zwischen<br />
0,11 und 0,46 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM (88 % TS). Die „unbelasteten“ FM<br />
hatten Dioxingehalte zwischen 0,09 und 0,41 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg FM<br />
(88 % TS). Die Muskulatur der vorgenutzten Färse F 0, die bis zur Schlachtung mit<br />
(potentiell) dioxinbelastetem Futter versorgt wurde, enthielt 3,65 pg WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/g Fett (> Dioxinhöchstgehalt: 2,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett). Des<br />
Weiteren wurde der Summenhöchstgehalt (PCDD/F + dl-PCB) überschritten. Die<br />
Färsen der Gruppe F I erhielten über einen Zeitraum von 3 / 3,5 / 4 / 5 / 5,5 bzw. 10<br />
Monate vor der Schlachtung nur unbelastete FM. In deren Muskulatur variierten die<br />
Dioxingehalte zwischen 0,61 und 1,73 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (alle <<br />
Höchstgehalt). Bei den Färsen der Gruppe F II erfolgte die Umstellung 5 / 7 bzw.<br />
161
Zusammenfassung<br />
9,5 Monate vor der Schlachtung. Die Muskulatur wies 1,04 bis 2,26 pg WHO-<br />
PCDD/F-TEQ/g Fett auf (alle < Dioxinhöchstgehalt). Eine einzelne Probe<br />
überschritt allerdings den Summenhöchstgehalt (hoher dl-PCB-Gehalt). Die<br />
Färsen aus der Gruppe F III erhielten für 2,75 / 4,5 / 5 bzw. 5,75 Monate vor der<br />
Schlachtung unbelastete FM. Die Belastung in den Schlachtkörpern variierte<br />
zwischen 1,04 und 3,29 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett (1 Probe ><br />
Dioxinhöchstgehalt). Die Leberpoolproben der Schlachtrinder aus den Gruppen F I<br />
– F III wiesen Dioxingehalte von 6,22 bis 20,11 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett auf und<br />
überschritten somit alle den Höchstgehalt (4,50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g Fett).<br />
Schlussfolgerungen<br />
Es ist selbst bei einer Beweidung dioxinbelasteten Grünlands und der Nutzung von<br />
Grundfuttermitteln, die z. T. eine erhebliche Belastung aufweisen, möglich<br />
„unbedenkliches“ Rindfleisch (PCDD/F-Gehalt < Höchstgehalt) zu produzieren. Dies<br />
ist jedoch nur zu erreichen, wenn belastetes Futter rechtzeitig vor der Schlachtung<br />
der Tiere abgesetzt und durch unbelastete Futtermittel ersetzt wird. Die<br />
Untersuchungsergebnisse zeigen, dass, sofern die Tiere vor ihrer Schlachtung über<br />
mindestens 3 Monate mit unbelastetem Futter versorgt wurden und in dieser Zeit<br />
Körpermassenzunahmen von ca. 10 % erreichten, sowie zusätzlich noch einen Teil<br />
der Dioxine über die Milch abgeben konnten (nicht zwingend erforderlich), die<br />
Belastung soweit zurückging, dass die Muskulatur der vorgenutzten Färsen keine<br />
kritischen Dioxingehalte aufwies. Es ist also möglich, auf dioxinexponiertem<br />
Grünland Rindfleisch zu erzeugen, das höchsten Qualitätsansprüchen gerecht wird<br />
und im Sinne des Verbraucherschutzes als „unbedenklich“ anzusehen ist. Jedoch<br />
muss ausdrücklich betont werden, dass die Lebern solcher Tiere nicht als<br />
Lebensmittel verwendet werden dürfen. Ferner muss beachtet werden, dass eine<br />
Umsetzung dieses Konzeptes nur unter besonderen Auflagen möglich wäre, d. h.<br />
erst nach Änderungen in den aktuellen rechtlichen Rahmenbedingungen, da<br />
Futtermittel zum Einsatz kämen, die gar nicht eingesetzt werden dürften<br />
(Dioxingehalt > Höchstgehalt), d. h. das generelle Verbot für Futtermittel mit einer<br />
Überschreitung der Höchstgehalte bei den unerwünschten Stoffen würde durch den<br />
Aspekt „Zeit vor der Gewinnung von Lebensmitteln“ aufgeweicht.<br />
162
Summary<br />
7 Summary<br />
Ungemach, Linda Christine:<br />
The dioxin body burden of primiparous beef cows pastured on exposed<br />
grassland after fattening with uncontaminated feed<br />
The use of dioxin contaminated grassland for feed production or grazing is<br />
associated with the risk of exceeding the maximum permitted levels in feed or food.<br />
Nevertheless, there are some substantial arguments (e. g. flood prevention) for an<br />
ongoing use of these exposed areas. It is achievable to produce feed and food with<br />
dioxin contents below the maximum levels if the production conditions (roughage<br />
production, feeding and animal husbandry) are adapted to this special situation of<br />
exposure.<br />
The aim of this study was to investigate whether a special form of fattening of<br />
primiparous beef cows (so called „Färsenvornutzung“) would allow the use of<br />
grassland which is exposed to dioxins with regards to maximum permitted levels. The<br />
hypothesis of this concept was: If the dioxin contaminated feedstuffs are substituted<br />
by uncontaminated ones before slaughter the dioxin body burden of the animal<br />
decreases, resulting in “safe“ beef (dioxin content < maximum permitted level). The<br />
dioxin burden in the carcasses should be reduced by fattening with uncontaminated<br />
feed during the last months before the slaughter of the animals. Some reduction in<br />
the body burden may occur due to the dioxin excretion via milk, too. Therefore, a<br />
farm with eminently exposed grassland was chosen (Lower Saxonian Elbe Valley) as<br />
the subject of this field work. This farm provided 51 heifers (3 groups: F I, F II, F III)<br />
which initially received potentially contaminated feed: grass in the summer (grazing<br />
on the outer dike) and contaminated grass silage during winter housing. For using<br />
the partly high contaminated feed an official permit was necessary. For a wellfounded<br />
assessment of the dioxin contamination of the habitat, feed and the animals,<br />
multiple matrices were analyzed by HRGC/HRMS for their dioxin (PCDD/F) as well<br />
as dl-PCB contents (LAVES, Oldenburg). These matrices included, among others,<br />
soil samples (LUFA Nord-West, Hameln) of the pasture (outer dike of the river Elbe)<br />
as well as “contaminated“ feed (grass silage and grass from areas on the outer dike).<br />
To ensure that only uncontaminated feedstuffs were used before the slaughter, these<br />
163
Summary<br />
feedstuffs were analyzed, too. The primiparous beef cow´s colostrum and milk as<br />
well as – after slaughter – muscle (individual samples) and liver (pooled samples)<br />
were collected. The carcasses only entered the food chain if the results did not<br />
exceed the maximum permitted level. Because the livers were discarded anyway,<br />
owing to the high-risk status of the farm (“Risikobetrieb”), individual samples were not<br />
necessary (pooled samples due to financial reasons). Additionally to the 51 heifers<br />
participating in this concept, muscle and liver samples of further animals were<br />
collected and analyzed: one heifer (contaminated feed until slaughter), 6 cows (5.5<br />
months uncontaminated feed before slaughter), one weaning calf (3.5 months<br />
uncontaminated feed before slaughter) and two stillborn calves.<br />
Essential results<br />
The soil samples contained 44.0 - 153 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg DM (proof of the<br />
particular exposition of the pasture). The “contaminated” grass silages had dioxin<br />
contents of 1.71 - 4.82 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg feed (88 % DM) so that all<br />
exceeded the maximum level (0.75 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg feed [88 % DM]). Two<br />
grass samples showed high dioxin contents (0.74 resp. 3.64 ng WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/kg feed [88 % DM]), too. In all remaining grass samples, the dioxin<br />
contamination varied between 0.11 and 0.46 ng WHO-PCDD/F-TEQ/kg feed<br />
(88 % DM). The “uncontaminated” feed contained 0.09 – 0.41 ng WHO-PCDD/F-<br />
TEQ/kg feed (88 % DM).<br />
The muscle sample of the primiparous beef cow F 0 (contaminated feed until<br />
slaughter) had a dioxin content of 3.65 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat (> maximum<br />
level: 2.50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat). Furthermore, the sum of PCDD/F and dl-<br />
PCB exceeded the maximum level, too. The heifers belonging to the group F I were<br />
fed with uncontaminated feed 3 / 3.5 / 4 / 5 / 5.5 resp. 10 months before the<br />
slaughter. The dioxin content in their muscle samples varied between 0.61 and 1.73<br />
pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat (all < maximum level). The heifers belonging to the<br />
group F II were fed with uncontaminated feed for 5 / 7 resp. 9.5 months before the<br />
slaughter. The muscle samples contained 1.04 - 2.26 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat<br />
(all < maximum level). One single sample exceeded the maximum permitted level<br />
for the sum of PCDD/F + dl-PCB (high dl-PCB content). The heifers belonging to<br />
164
Summary<br />
the group F III were fed with uncontaminated feed for 2.75 / 4.5 / 5 resp. 5.75 months<br />
before the slaughter. The dioxin burden in their carcasses varied between 1.04 and<br />
3.29 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat (1 sample > maximum level). The pooled liver<br />
samples of these primiparous beef cows (group F I – F III) contained dioxin contents<br />
of 6.22 - 20.11 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat so that all exceeded the maximum<br />
level (4.50 pg WHO-PCDD/F-TEQ/g fat).<br />
Conclusions<br />
The production of “safe“ beef (PCDD/F content < maximum level) from animals<br />
grazing on dioxin loaded grassland and by feeding roughage containing notable<br />
amounts of PCDD/F is possible, but only if the contaminated feedstuffs were<br />
substituted by uncontaminated ones for a sufficient period of time before the<br />
slaughter of the animals. The results of this study show that if the animals were fed<br />
uncontaminated feed at least 3 months before slaughter and – in this time – their<br />
body weight increased about 10 % and additionally, some dioxins were excreted via<br />
milk (no absolute necessity), the dioxin burden in the carcasses of these animals<br />
decreased below the maximum permitted level for beef. In accordance with these<br />
results, it may be possible to use dioxin exposed grassland for the production of<br />
“safe” beef – regarding the consumer protection – which is of a high quality.<br />
Nevertheless, it should be noted that the livers of all these animals have to be<br />
excluded from the food chain by all means. However, the implementation of this<br />
feeding-concept would require a change in the current legislation: The restrictions<br />
associated with the universal feed ban for feeds exceeding the maximum permitted<br />
level of contamination would necessarily have to be eased in order to allow the use<br />
of feed exceeding the maximum permitted level for “undesirable substances” for a<br />
certain time.<br />
165
Literaturverzeichnis<br />
8 Literaturverzeichnis<br />
ABRAHAM, K. (2002):<br />
Exposition gegenüber Dioxinen und verwandten Substanzen – ein Risiko für<br />
Säuglinge?<br />
Berlin, Humboldt-Univ., Habil-Schr.<br />
ADEKUNTE, A. O., B. K. TIWARI, C. P. O`DONNELL (2010):<br />
Exposure assessment of dioxins and dioxin-like PCBs in pasteurised bovine milk<br />
using probabilistic modelling.<br />
Chemosphere 81, 509 - 516<br />
AKKAN, Z., J. OLTMANNS, F. KALBERLAH (2004):<br />
Literaturstudie zur Ermittlung des Depositionswertes von Dioxinen, Furanen und<br />
dioxinähnlichen PCB.<br />
Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg (Hrsg.)<br />
(http://www.lubw.baden-wuerttemberg.de/servlet/is/14558/U12-U46-<br />
N03.pdf?command=downloadContent&filename=U12-U46-N03.pdf)<br />
Abrufdatum: 11.01.2013<br />
AGROSCOPE LIEBEFELD-POSIEUX, ALP (2009):<br />
Projektbericht SIBEPRO (sichere beef - Produktion oder Sicherheit in der<br />
Rindfleischproduktion).<br />
(http://www.dbalp.admin.ch/de/publikationen/docs/pub_AgroscopeLiebefeldPosieuxALP_2009_191<br />
27.pdf)<br />
Abrufdatum: 05.11.2012<br />
ANHALT, G. (2006):<br />
Beispiele akzidenteller und kontinuierlicher Expositionen.<br />
Dtsch. Tierärztl. Wschr. 113, 312 - 313<br />
ANONYM (2001):<br />
Amtsblatt der Europäischen Gemeinschaften: Mitteilung der Kommission an den Rat,<br />
das Europäische Parlament und den Wirtschafts- und Sozialausschuss vom 17.<br />
November 2001: Strategie der Gemeinschaft für Dioxine, Furane und polychlorierte<br />
Biphenyle (2001/C 322/02).<br />
(http://www.umweltdaten.de/chemikalien/strategie-diox-com_01_593_de.pdf)<br />
Abrufdatum: 20.06.2012<br />
166
Literaturverzeichnis<br />
ANONYM (2002):<br />
Richtlinie 2002/32/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 7. Mai 2002<br />
über unerwünschte Stoffe in der Tierernährung.<br />
(http://eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=CONSLEG:2002L0032:20061020:DE:P<br />
DF)<br />
Abrufdatum: 20.06.2012<br />
ANONYM (2006):<br />
Verordnung (EG) Nr. 1881/2006 der Kommission vom 19. Dezember 2006 zur<br />
Festsetzung der Höchstgehalte für bestimmte Kontaminanten in Lebensmitteln. Abl.<br />
EG L 364/5 – 24 vom 20. 12. 2006.<br />
(http://eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2006:364:0005:0024:DE:PDF)<br />
Abrufdatum: 20.01.2013<br />
ANONYM (2007):<br />
Verordnung (EG) Nr. 1234/2007 des Rates vom 22. Oktober 2007 über eine<br />
gemeinsame Organisation der Agrarmärkte und mit Sondervorschriften für bestimmte<br />
landwirtschaftliche Erzeugnisse (Verordnung über die einheitliche GMO).<br />
(http://eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2007:299:0001:0149:DE:PDF)<br />
Abrufdatum: 20.06.2012<br />
ANONYM (2008):<br />
Verordnung (EG) Nr. 565/2008 zur Änderung der Verordnung (EG) Nr. 1881/2006<br />
zur Festsetzung der Höchstgehalte für bestimmte Kontaminanten in Lebensmitteln<br />
hinsichtlich der Festsetzung eines Höchstgehaltes für Dioxine und PCB in Fischleber<br />
vom 18. Juni 2008.<br />
(http://eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2008:160:0020:0021:DE:PDF)<br />
Abrufdatum: 20.06.2012<br />
ANONYM (2008a):<br />
Stockholm Convention: What are POPs?<br />
(http://chm.pops.int/Convention/ThePOPs/tabid/673/Default.aspx)<br />
Abrufdatum: 04.03.2013<br />
167
Literaturverzeichnis<br />
ANONYM (2011a):<br />
Empfehlung 2011/516/EU der Kommission vom 23. August 2011 zur Reduzierung<br />
des Anteils von Dioxinen, Furanen und PCB in Futtermitteln und Lebensmitteln.<br />
(http://www.bvl.bund.de/SharedDocs/Downloads/01_Lebensmittel/Rechtsgrundlagen/<br />
01_eu/EU_Empfehlung_2011_516.pdf?__blob=publicationFile&v=4)<br />
Abrufdatum: 20.06.2012<br />
ANONYM (2011b):<br />
Verordnung (EU) Nr. 1259/2011 zur Änderung der Verordnung (EG) Nr. 1881/2006<br />
hinsichtlich der Höchstgehalte für Dioxine, dioxinähnliche PCB und nicht<br />
dioxinähnliche PCB in Lebensmitteln vom 2. Dezember 2011.<br />
(http://www.bvl.bund.de/SharedDocs/Downloads/01_Lebensmittel/Rechtsgrundlagen/<br />
01_eu/VO_1259_2011.pdf;jsessionid=A644ECCCE89C3281F2AF0D17100D5D1A.1<br />
_cid332?__blob=publicationFile&v=3)<br />
Abrufdatum: 20.06.2012<br />
ANONYM (2011c):<br />
Verordnung zu Mitteilungs- und Übermittlungspflichten zu gesundheitlich nicht<br />
erwünschten Stoffen (Mitteilungs- und Übermittlungsverordnung – MitÜbermitV) vom<br />
28. Dezember 2011.<br />
(http://www.bvl.bund.de/SharedDocs/Downloads/01_Lebensmittel/Rechtsgrundlagen/<br />
02_national/Mitteilungs_Uebermittlungsverordnung.pdf?__blob=publicationFile&v=2)<br />
Abrufdatum: 20.06.2012<br />
ANONYM (2012):<br />
Verordnung (EU) Nr. 252/2012 der Kommission vom 21. März 2012 zur Festlegung<br />
der Probenahmeverfahren und Analysemethoden für die amtliche Kontrolle der<br />
Gehalte an Dioxinen, dioxinähnlichen PCB und nicht dioxinähnlichen PCB in<br />
bestimmten Lebensmitteln sowie zur Aufhebung der Verordnung (EG) Nr.<br />
1883/2006.<br />
(http://www.bmg.gv.at/cms/home/attachments/1/1/3/CH1283/CMS1125495526815/v<br />
o_eu_252-2012.pdf)<br />
Abrufdatum: 18.08.2013<br />
ANONYM (2012a):<br />
Verordnung (EU) Nr. 277/2012 der Kommission vom 28. März 2012 zur Änderung<br />
der Anhänge I und II der Richtlinie 2002/32/EG des Europäischen Parlaments und<br />
Rates hinsichtlich der Höchstgehalte und Aktionsgrenzwerte für Dioxine und<br />
polychlorierte Biphenyle.<br />
(http://eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2012:091:0001:0007:DE:PDF)<br />
Abrufdatum: 17.05.2013<br />
168
Literaturverzeichnis<br />
ANONYM (2012b):<br />
Antwort der Landesregierung (Niedersächsisches Ministerium für Ernährung,<br />
Landwirtschaft, Verbraucherschutz und Landesentwicklung) vom 14.03.2012 auf die<br />
Kleine Anfrage des Abgeordneten Kurt Herzog (LINKE) vom 7.02.2012 mit dem<br />
Wortlaut: Wie hoch ist die Dioxin- und PCB-Belastung von Produkten und<br />
Futtermitteln an niedersächsischen Flüssen, und welche Maßnahmen wurden von<br />
der Landesregierung zur Existenzsicherung Betroffener umgesetzt?<br />
(http://webcache.googleusercontent.com/search?q=cache:qlfvqhkHKVYJ:www.landta<br />
g-niedersachsen.de/Drucksachen/Drucksachen_16_5000/4501-5000/16-<br />
4644.pdf+&cd=1&hl=de&ct=clnk&gl=de&client=firefox-a)<br />
Abrufdatum: 10.03.2013<br />
ATKINSON, R. (1991):<br />
Atmospheric lifetimes of dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans.<br />
Sci. Total Environ. 104, 17 - 33<br />
BALLSCHMITER, K. und M. ZELL (1980):<br />
Analysis of polychlorinated biphenyls (PCB) by glass capillary gas chromatography.<br />
Fresenius Z. Anal. Chem. 302, 20 - 31<br />
BASLER, A. (2009):<br />
Umweltforschungsplan des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und<br />
Reaktorsicherheit. Umwelt und Gesundheit. Förderkennzeichen (UFOPLAN)<br />
370963224: Evaluierung des Forschungsbedarfs zur Ursachenaufklärung der<br />
Kontamination bestimmter Lebensmittel mit Dioxinen und PCB – Auswertung der von<br />
den Ländern sowie dem UBA auf der Sitzung der Bund/Länder Arbeitsgruppe<br />
DIOXINE am 17.06.2009 im Bundesumweltministerium vorgelegten Daten und zur<br />
Diskussion gestellten Projektskizzen.<br />
(http://www.pop-dioxindb.de/dokumente/Endbericht-16-10-09.pdf)<br />
Abrufdatum: 17.04.2013<br />
BECKER, L., D. HENNE, R.-A. DÜRING (2010):<br />
Abschlussbericht: Expositionsbetrachtung und Beurteilung des Transfers von<br />
Dioxinen, dioxinähnlichen PCB und PCB – Literaturstudie.<br />
FKZ: 3709 72 228<br />
Bundesumweltministerium, BMU (Hrsg.)<br />
(http://www.bmu.de/fileadmin/bmuimport/files/pdfs/allgemein/application/pdf/3709_72_228_pcb_bf.pdf)<br />
Abrufdatum: 27.04.2012<br />
169
Literaturverzeichnis<br />
BERTAZZI, P. A., I. BERNUCCI, G. BRAMBILLA, D. CONSONNI, A. C. PESATORI<br />
(1998):<br />
The Seveso studies on early and long-term effects of dioxin exposure: A review.<br />
Environmental Health Perspectives 106, Nr. 2, 625 - 633<br />
BRACK, W., R. ALTENBURGER, U. ENSENBACH, M. MÖDER, H. SEGNER, G.<br />
SCHÜÜRMANN (1999):<br />
Bioassay-directed identification of organic toxicants in river sediment in the industrial<br />
region of Bitterfeld (Germany) – A contribution to hazard assessment.<br />
Arch. Environ. Contam. Toxicol. 37, 164 - 174<br />
BRACK, W., L. BLÁHA, J. P. GIESY, M. GROTE, M. MOEDER, S. SCHRADER, M.<br />
HECKER (2008):<br />
Polychlorinates naphthalenes and other dioxin-like compounds in elbe river<br />
sediments.<br />
Environmental Toxicology and Chemistry 27, Nr. 3, 519 - 528<br />
BRAMBILLA, G., I FOCHI, M. FALCE, S. P. DE FILIPPIS, A. UBALDI, A. DI<br />
DOMENICO (2008):<br />
PCDD and PCDF depletion in milk from dairy cows according to the herd metabolic<br />
scenario.<br />
Chemosphere 73, 216 - 219<br />
BRÖKER, G, P. BRUCKMANN, E. HIESTER, G. H. M. KRAUSE, U. QUASS (1998):<br />
Belastung der Atmosphäre mit Dioxinen und Furanen: Emissionen und Immissionen.<br />
In: M. OEHME (Hrsg.): Handbuch Dioxine. Quellen, Vorkommen, Analytik<br />
Spektrum Akademischer Verlag GmbH, Heidelberg und Berlin<br />
BRUCKMAIER, R. (2010):<br />
Laktation.<br />
In: W. VON ENGELHARDT (Hrsg.): Physiologie der Haustiere<br />
3. Auflage, Enke Verlag, Stuttgart<br />
BRUNS-WELLER, E. (2012):<br />
Dioxin und dioxinähnliche PCB (dl-PCB) in Rindfleisch aus Mutterkuhhaltung<br />
(Weidehaltung).<br />
In: Bundesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit (BVL) (Hrsg.):<br />
Berichte zur Lebensmittelsicherheit 2011 – Bundesweiter Überwachungsplan 2011.<br />
Gemeinsamer Bericht des Bundes und der Länder<br />
(www.bvl.bund.de)<br />
Abrufdatum: 10.12.2012<br />
170
Literaturverzeichnis<br />
BRUNS-WELLER, E., A. KNOLL, T. HEBERER (2010):<br />
High levels of polychlorinated dibenzo-dioxins/furans and dioxin like-PCBs found in<br />
monitoring investigations of sheep liver samples from Lower Saxony, Germany.<br />
Chemosphere 78, 653 - 658<br />
BÜTTNER, O. und F. KRÜGER (2000):<br />
Was fressen die Kühe in den Elbauen?<br />
UFZ-Jahresbericht 1998-1999, 137 - 143<br />
Zentrum für Umweltforschung, UFZ Leipzig-Halle GmbH, Leipzig<br />
(http://www.ufz.de/export/data/1/28974_136_143.pdf)<br />
Abrufdatum: 28.03.2013<br />
BUNDESAMT FÜR GESUNDHEIT, BAG (2008):<br />
Dioxine und PCB in Schweizer Lebensmitteln.<br />
(http://www.bag.admin.ch/themen/lebensmittel/04861/04911/)<br />
Abrufdatum: 18.06.2013<br />
BUNDESAMT FÜR VERBRAUCHERSCHUTZ UND LEBENSMITTELSICHERHEIT,<br />
BVL (2011):<br />
Berichte zur Lebensmittelsicherheit 2009 – Lebensmittel-Monitoring. Gemeinsamer<br />
Bericht des Bundes und der Länder.<br />
Bundesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit (Hrsg.)<br />
(http://www.bvl.bund.de/DE/08_PresseInfothek/04_Publikationen/03_Berichte/infothe<br />
k_berichte_node.html)<br />
Abrufdatum: 10.12.2012<br />
BUNDESAMT FÜR VERBRAUCHERSCHUTZ UND LEBENSMITTELSICHERHEIT,<br />
BVL (2013):<br />
Untersuchungsergebnisse zum Gehalt von PCB in Rindfleisch aus der<br />
Dioxindatenbank des Bundes und der Länder.<br />
Vortrag auf dem Fachgespräch „Eintragspfade von PCB in Rindfleisch“, 5.02.2013 im<br />
Umweltbundesamt, Bonn<br />
(http://www.umweltbundesamt.de/landwirtschaft/publikationen/veranstaltungen/pcb_i<br />
n_rindfleisch/03_untersuchungsergebnisse_zum_gehalt_von_pcb_in_rindfleisch_aus<br />
_der_dioxindatenbank_des_bundes_und_der_laender.pdf?eid=4)<br />
Abrufdatum: 01.03.2013<br />
BUNDESINSTITUT FÜR RISIKOBEWERTUNG, BFR (2007):<br />
Erhöhte PCP- und Dioxingehalte in Guarkernmehl.<br />
Information Nr. 022/2007 des BFR vom 03. August 2007.<br />
(http://www.bfr.bund.de/cm/343/erhoehte_pcp_und_dioxingehalte_in_guarkernmehl.<br />
pdf)<br />
Abrufdatum: 03.08.2012<br />
171
Literaturverzeichnis<br />
BUNDESINSTITUT FÜR RISIKOBEWERTUNG, BFR (2008):<br />
Dioxinähnliche PCB in Schweinfleisch aus Irland. Information Nr. 26/2008 des BFR<br />
vom 07. Dezember 2008.<br />
Rückrufaktion der irischen Behörden zur Vermeidung von Gesundheitsgefährdung<br />
für Verbraucher in Europa.<br />
(http://www.BFR.bund.de/de/presseinformation/2008/26/dioxinaehnliche_pcb_in_sch<br />
weinefleisch_aus_irland-27289.html)<br />
Abrufdatum: 27.03.2013<br />
BUNDESINSTITUT FÜR RISIKOBEWERTUNG, BFR (2008a):<br />
Fragen und Antworten zu PCB und Dioxinen in Schweinefleisch aus Irland. FAQ des<br />
BFR vom 23. Dezember 2008.<br />
(http://www.BFR.bund.de/de/fragen_und_antworten_zu_pcb_und_dioxinen_in_schw<br />
einefleisch_aus_irland-27559.html)<br />
Abrufdatum: 27.03.2013<br />
BUNDESINSTUT FÜR RISIKOBEWERTUNG, BFR (2009):<br />
Schafleber kann stark mit Dioxinen und PCB belastet sein. Gesundheitliche<br />
Bewertung Nr. 013/2009 des BFR vom 7. April 2009.<br />
(http://www.bfr.bund.de/cm/343/schafleber_kann_stark_mit_dioxinen_und_pcb_belas<br />
tet_sein.pdf)<br />
Abrufdatum: 03.08.2012<br />
BUNDESINSTUT FÜR RISIKOBEWERTUNG, BFR (2010):<br />
Aufnahme von Umweltkontaminanten über Lebensmittel (Cadmium, Blei,<br />
Quecksilber, Dioxine und PCB) – Ergebnisse des Forschungsprojektes LExUKon.<br />
(http://www.bfr.bund.de/cm/350/aufnahme_von_umweltkontaminanten_ueber_lebens<br />
mittel.pdf)<br />
Abrufdatum: 12.04.2013<br />
BUNDESINSTITUT FÜR RISIKOBEWERTUNG, BFR (2012a):<br />
Gesundheitliche Bewertung von überhöhten PCB-Gehalten in Hühnereiern.<br />
Stellungnahme Nr. 011/2012 des BFR vom 10. April 2012.<br />
(http://www.bfr.bund.de/cm/343/gesundheitliche-bewertung-von-ueberhoehten-pcbgehalten-in-huehnereiern.pdf)<br />
Abrufdatum: 03.08.2012<br />
BUNDESINSTITUT FÜR RISIKOBEWERTUNG, BFR (2012b):<br />
Fragen und Antworten zu Dioxinen und PCB in Lebensmitteln. Aktualisierte FAQ des<br />
BFR vom 13. April 2012.<br />
(http://www.bfr.bund.de/de/fragen_und_antworten_zu_dioxinen_und_pcb_in_lebens<br />
mitteln-54771.html) ; Abrufdatum: 03.08.2012<br />
172
Literaturverzeichnis<br />
BUNDESMINISTERIUM FÜR UMWELT, NATURSCHUTZ UND<br />
REAKTORSICHERHEIT, BMU (2011):<br />
Dioxin- und PCB-Einträge in Lebensmitteln vermeiden. Ein Leitfaden für Geflügel-,<br />
Rinder-, Schaf- und Schweinehalter.<br />
(http://www.pop-dioxindb.de/dokumente/BMU_Leitfaden_PCB.pdf)<br />
Abrufdatum: 10.07.2012<br />
BUNDESMINISTERIUM FÜR UMWELT, NATURSCHUTZ UND<br />
REAKTORSICHERHEIT, BMU (2013):<br />
Umweltschutz – Standbein der Lebensmittelsicherheit – Dioxin- und PCB-Einträge<br />
vermeiden.<br />
(http://www.bmu.de/fileadmin/Daten_BMU/Pools/Broschueren/Dioxin_bf.pdf)<br />
Abrufdatum: 17.02.2013<br />
BURSIAN, S., J. NEWSTED, M. ZWIERNIK (2012):<br />
Polychlorinated biphenyls, polybrominated biphenyls, polychlorinated dibenzo-pdioxins,<br />
and polychlorinated dibenzofurans.<br />
In: Ramesh C. Gupta (Hrsg.): Veterinary Toxicology – Basic and clinical principles.<br />
2. Auflage, Elsevier Verlag, Oxford<br />
BUSSIAN, B. M., E. GIESE, S. SCHMIDT (2011):<br />
Dioxin und kein Ende – Der Boden als Senke und Quelle von Schadstoffen.<br />
Aus UMID. Umwelt und Mensch-Informationsdienst (2011), Nr. 1, Umweltbundesamt<br />
(http://www.umweltbundesamt.de/umid/archiv/umid0111.pdf)<br />
Abrufdatum: 03.09.2012<br />
CHEMISCHES UND VETERINÄRUNTERSUCHUNGSAMT, CVUA FREIBURG<br />
(1999):<br />
Jahresbericht 1999.<br />
(http://www.cvua-freiburg.de/pdf/fr_jahresbericht_1999.pdf)<br />
Abrufdatum: 02.08.2012<br />
CHEMISCHES UND VETERINÄRUNTERSUCHUNGSAMT, CVUA FREIBURG<br />
(2011):<br />
Dioxin und dioxinähnliche PCB – Untersuchungsergebnisse der 2011 untersuchten<br />
Proben.<br />
Jahresbericht 2011<br />
(http://www.uabw.de/uploaddoc/cvuafr/Jahresbericht%20Dioxine%202011_ausfuehrlich.pdf)<br />
Abrufdatum: 02.08.2012<br />
173
Literaturverzeichnis<br />
CHOBTANG, J., I. J. M. DE BOER, R. L. A. P. HOOGENBOOM, W. HAASNOOT, A.<br />
KIJLSTRA, B. G. MEERBURG (2011):<br />
The need and potential of biosensors to detect dioxins and dioxin-like polychlorinated<br />
biphenyls along the milk, eggs and meat food chain.<br />
Sensors 11, 11692 - 11716<br />
DE ALENCASTRO, L. F., V. PRÉLAZ, J. TARRADELLAS (1984):<br />
Contamination of silos in Switzerland by PCB residues in coatings.<br />
Bull. Environ. Contam. Toxicol. 33, 270 - 276<br />
DEUTSCHE LANDWIRTSCHAFTS-GESELLSCHAFT, DLG (1997):<br />
DLG – Futterwerttabellen – Wiederkäuer.<br />
Universität Hohenheim – Dokumentationsstelle (Hrsg.)<br />
7. Auflage, DLG-Verlag, Frankfurt<br />
DIRKS, K. (2013):<br />
Management der Folgen eines ausgedehnten Eintrages von Dioxinen in die<br />
Nahrungskette unter Anwendung einer erweiterten Risikokategorisierung von<br />
Betrieben, Nutzungsgruppen und Lebensmitteln.<br />
<strong>Hannover</strong>, Tierärztl. Hochsch., Diss.<br />
ELSÄSSER, M., H. NUSSBAUM, O. EHRMANN, N. FELDWISCH (2007):<br />
Maßnahmenkonzept zur verschmutzungsarmen Nutzpflanzenernte –<br />
Handlungsempfehlungen für die Bodenschutzbehörden für<br />
Bewirtschaftungsbeschränkungen auf landwirtschaftlichen Nutzflächen bei<br />
schädlichen Bodenveränderungen. LABO-Projektnummer B 4.03.<br />
Auftraggeber: Länderfinanzierungsprogramm Wasser, Boden und Abfall – Bund-<br />
/Länderarbeitsgemeinschaft Bodenschutz.<br />
(https://www.labodeutschland.de/documents/33_Anlage_TOP_14_Nutzpflanzenente_lang_6ad.pdf)<br />
Abrufdatum: 10.01.2013<br />
FALBE, J. und M. REGITZ (1995):<br />
Dioxine.<br />
In: Römpp Chemie Lexikon, Bd. 2. Cm-G, 996 - 998<br />
9. Auflage, Georg-Thieme Verlag, Stuttgart, New York<br />
FEIL, V., J. K. HUWE, R. G. ZAYLSKIE, K. L. DAVISON (2000):<br />
Chlorinated dibenzo-p-dioxin and dibenzofuran concentrations in beef animals from a<br />
feeding study.<br />
J. Agric. Food Chem. 48, 6163 - 6173<br />
174
Literaturverzeichnis<br />
FERNANDES, A. R., C. FOXALL, A. LOVETT, M. ROSE, A. DOWDING (2011):<br />
The assimilation of dioxins and PCBs in conventionally reared farm animals:<br />
Occurrence and biotransfer factors.<br />
Chemosphere 83, 815 - 822<br />
FERNANDEZ-SALGUERO, P. M., D. M. HILBERT, S. RUDIKOFF, J. M. WARD, F. J.<br />
GONZALES (1996):<br />
Aryl-hydrocarbon receptor-deficient mice are resistant to 2,3,7,8-tetrachlorodibenzop-dioxin-induced<br />
toxicity.<br />
Toxicology and Applied Pharmacology 140, 173 - 179<br />
FIEDLER, H. (1998):<br />
Quellen, Reservoire und Umweltbelastungen von Böden und Sedimenten.<br />
In: M. OEHME (Hrsg.): Handbuch Dioxine. Quellen, Vorkommen, Analytik<br />
Spektrum Akademischer Verlag GmbH, Heidelberg und Berlin<br />
FIEDLER, H. (2006):<br />
Entstehung, Struktur und Verbreitung von Dioxinen.<br />
Dtsch. tierärztl. Wschr. 113, 304 - 307<br />
FIEDLER, H., O. HUTZINGER, K. WELSCH-PAUSCH, A. SCHMIEDINGER (2000):<br />
Evaluation of the occurence of PDDD/PCDF and POPs in wastes and their potential<br />
to enter the foodchain – final report.<br />
(http://old.ecceterra.org/doc/dioxin_pop_wastes_foodchain_2000.pdf)<br />
Abrufdatum: 07.01.2013<br />
FRIES, G. F. (1987):<br />
Assessment of potential residues in foods derived from animals exposed to TCDDcontaminated<br />
soil.<br />
Chemosphere 16, Nr. 8/9, 2123 - 2128<br />
FRIES, G. F. (1995):<br />
A review of the significance of animal food products as potential pathways of human<br />
exposures to dioxins.<br />
J. Anim. Sci. 73, 1639 - 1650<br />
FRIES, G. F., D. J. PAUSTENBACH, W. J. LUKSEMBURG (2002):<br />
Complete mass balance of dietary polychlorinated dibenzo-p-dioxins and<br />
dibenzofurans in dairy cattle and characterization of the apparent synthesis of heptaand<br />
octachlorodioxins.<br />
J. Agric. Food Chem. 50, 4226 - 4231<br />
175
Literaturverzeichnis<br />
FÜRST, P. 1998:<br />
Dioxine in Lebensmitteln.<br />
In: M. OEHME (Hrsg.): Handbuch Dioxine. Quellen, Vorkommen, Analytik<br />
Spektrum Akademischer Verlag GmbH, Heidelberg und Berlin<br />
FÜRST, P., O. PÄPKE, D. SCHRENK (2010):<br />
Polychlorierte Dibenzo-p-Dioxine und Dibenzofurane.<br />
In: P. STEINBERG und G. HAMSCHER (Hrsg.): Toxikologie in der praktischen<br />
Qualitätssicherung<br />
1. Auflage, Behr´s Verlag, Hamburg<br />
GERICKE, S. und B. KURMIES (1952):<br />
Die kolorimetrische Phosphorbestimmung mit Ammonium-Vanadat-Molybdat und<br />
ihre Anwendung in der Pflanzenanalyse.<br />
Z. Pflanzenernähr., DÜNG, Bodenkde. 59, Nr. 104, 235 - 247<br />
Zitiert in NAUMANN et al. 1976<br />
GEYER, H. J., K.-W. SCHRAMM, E. A. FEICHT, A. BEHECHTI, C. STEINBERG, R.<br />
BRÜGGEMANN, H. POIGER, B. HENKELMANN, A. KETTRUP (2002):<br />
Half-lives of tetra-, penta-, hexa-, hepta-, and octachlorodibenzo-p-dioxin in rats,<br />
monkeys, and humans – a critical review.<br />
Chemosphere 48, 631 - 644<br />
GÖTZ R., B. STEINER, P. FRIESEL, K. ROCH, F. WALKOW, V. MAASS, H.<br />
REINCKE, B. STACHEL (1998):<br />
Dioxin (PCDD/F) in the river elbe – investigations of their origin by multivariate<br />
statistical methods.<br />
Chemosphere 73, Nr. 9 - 12, 1987 - 2002<br />
GÖTZ, R., O.-H. BAUER, P. FRIESEL, T. HERRMANN, E. JANTZEN, M. KUTZKE,<br />
R. LAUER, O. PAEPKE, K. ROCH, U. ROHWEDER, R. SCHWARTZ, S. SIEVERS,<br />
B. STACHEL (2007):<br />
Vertical profile of PCDD/Fs, dioxin-like PCBs, other PCBs, PAHs, chlorobenzenes,<br />
DDX, HCHs, organotin compounds and chlorinated ethers in dated sediment/soil<br />
cores from flood-plains of the river Elbe, Germany.<br />
Chemosphere 67, 592 - 603<br />
GOLINSKE, D. (2002):<br />
Elektrochemische Enthalogenierung halogenierter Aromaten in Gegenwart<br />
verschiedener Elektrophile.<br />
Hamburg, Universität Hamburg, Diss.<br />
176
Literaturverzeichnis<br />
GONZALEZ, F. J. und P. FERNANDEZ-SALGUERO (1998):<br />
The aryl hydrocarbon receptor. Studies using the AHR-null mice.<br />
Drug Metab. Dispos. 26, 1194 - 1198<br />
GRANZ, E. (1985):<br />
Rinderproduktion.<br />
In: GRANZ, E. (Hrsg.): Tierproduktion<br />
10. Auflage, Verlag Paul Parey, Berlin und Hamburg<br />
GUDE, K. (2008):<br />
Untersuchungen zur Minimierung von Risiken für die Lebensmittelsicherheit bei<br />
Nutzung dioxinbelasteter Grünlandflächen für die Rind- und Schaffleischproduktion.<br />
<strong>Hannover</strong>, Tierärztl. Hochsch., Diss.<br />
GUDE, K., V. TAUBE, E. BRUNS-WELLER, K. SEVERIN, A. J. SCHULZ, J.<br />
KAMPHUES (2008):<br />
Dioxine und dl-PCB als Futtermittelkontaminanten und ihre Bedeutung für die<br />
Lebensmittelsicherheit.<br />
Übers. Tierernährg. 36, 93 - 144<br />
HAGENMAIER, H., T. WIESMÜLLER, G. GOLOR, R. KROWKE, H. HELGE, D.<br />
NEUBERT (1990):<br />
Transfer of various polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans (PCDDs<br />
and PCDFs) via placenta and through milk in a marmoset monkey.<br />
Arch. Toxicol. 64, 601 - 615<br />
HAGENMAIER, H., J. SHE, C. LINDIG (1992):<br />
Persistence of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and polychlorinated dibenzofurans<br />
in contaminated soil at Maulach and Rastatt in southwest germany.<br />
Chemosphere Vol. 25, Nr. 7 - 10, 1449 - 1456<br />
HEMBROCK-HEGER, A. (2011):<br />
Dioxine und PCB in Böden, Pflanzen, Futter- und Lebensmitteln in<br />
Überschwemmungsgebieten in NRW.<br />
UBA-Fachgespräch Dioxine und PCB, 13./14.10.2011<br />
(http://www.umweltbundesamt.de/boden-undaltlasten/veranstaltungen/fg111013/02_a_hembrock_heger.pdf)<br />
Abrufdatum: 14.06.2012<br />
177
Literaturverzeichnis<br />
HEISE, S., E. CLAUS, P. HEININGER, T. KRÄMER, F. KRÜGER, R. SCHWARTZ,<br />
U. FÖRSTNER (2005):<br />
Studie zur Schadstoffbelastung der Sedimente im Elbeeinzugsgebiet – Ursachen und<br />
Trends.<br />
Überreicht vom Beratungszentrum für Integriertes Sedimentmanagement an der<br />
TUHH, Dezember 2005. Im Auftrag der Hamburg Port Authority.<br />
(http://www.tideelbe.de/files/elbestudie_sedimente_i.pdf)<br />
Abrufdatum: 10.03.2013<br />
HEISE, S., F. KRÜGER, M. BABOROWSKI, B. STACHEL, R. GÖTZ, U. FÖRSTNER<br />
(2007):<br />
Bewertung der Risiken durch Feststoff-gebundene Schadstoffe im<br />
Elbeeinzugsgebiet.<br />
Im Auftrag der Flussgemeinschaft Elbe und Hamburg Port Authority, erstellt vom<br />
Beratungszentrum für integriertes Sedimentmanagement (BIS/TuTech) an der TU<br />
Hamburg-Harburg. 349 Seiten. Hamburg<br />
(http://www.tideelbe.de/files/elbestudie_ii_mai_2008_klein.pdf)<br />
Abrufdatum: 10.03.2013<br />
HESS, H. D. und M. GEINOZ (2011):<br />
A farm survey on the presence of dioxins and dl-PCB in beef production systems in<br />
Switzerland.<br />
Biotechnol. Agron. Soc. Environ. 15, 31 - 37<br />
HEUER, H.-J., B. ENDE, F.-J. FLÖGEL (2011):<br />
Machbarkeitsuntersuchung zur Monovergärung von Grassilagen<br />
schadstoffkontaminierter Standorte am Beispiel der eingesetzten Biomasse von<br />
Grünlandflächen aus dem Deichvorland der Elbe.<br />
Landwirtschaftskammer Niedersachsen (Hrsg.)<br />
(http://www.lwkniedersachsen.de/index.cfm/portal/betriebumwelt/nav/203/article/14596.html)<br />
Abrufdatum: 22.06.2012<br />
HIRAKO, M. (2008)<br />
Transfer and accumulation of persistent organochlorine compounds from bovine<br />
dams to newborn and suckling calves.<br />
J. Agric. Food Chem. 56, 6768 - 6774<br />
HIRAKO, M. (2008a):<br />
Comparison of the levels of dioxins and dioxin-like compounds in blood and milk in<br />
grazing beef cows.<br />
Grassland Science 54, 89 - 106<br />
178
Literaturverzeichnis<br />
HIRAKO, M. (2008b):<br />
Distribution of PCDDs, PCDFs and dioxin-like PCBs in the blood, testis and adipose<br />
tissue of suckling beef calves.<br />
Chemosphere 71, 219 – 226<br />
HIRAKO, M., M. AOKI, K. KIMURA, Y. HANAFUSA, H. ISHIZAKI, Y. KARIYA (2005):<br />
Comparison of the concentrations of polychlorinated dibenzo-p-dioxins,<br />
dibenzofurans, and dioxin-like polychlorinated biphenyls in maternal and fetal blood,<br />
amniotic and allantoic fluids in cattle.<br />
Reproductive Toxicology 20, 247 – 254<br />
HOOGENBOOM, L. A. P., C. A. KAN, T. F. H. BOVEE, G. VAN DER WEG, C.<br />
ONSTENK, W. A. TRAAG (2004):<br />
Residues of dioxins and PCBs in fat of growing pigs and broilers fed contaminated<br />
feed.<br />
Chemosphere 57, 35 - 42<br />
HSU S.-T., C.-I. MA, S. K.-H. HSU, S.-S. WU, N. H.-M. HSU, C.-C. YEH, S.-B. WU<br />
(1985):<br />
Discovery and epidemiology of PCB poisoning in Taiwan: A four-year followup.<br />
Environmental Health Perspectives 59, 5 - 10<br />
HÜLSTER, A. (1994):<br />
Transfer von polychlorierten Dibenzo-p-dioxinen und Dibenzofuranen (PCDD/PCDF)<br />
aus unterschiedlich stark belasteten Böden in Nahrungs- und Futterpflanzen.<br />
Hohenheim, Univ., Fak. III/Agrarwiss. I, Diss.<br />
HUWE, J. K. (2002):<br />
Dioxins in Food: A Modern Agricultural Perspective.<br />
J. Agric. Food Chem. 50, 1739 - 1750<br />
IBEN, C. (2002):<br />
Dioxin-Rückstände in Lebensmitteln.<br />
Aus Tagungsband des 1. BOKU-Symposium TIERERNÄHRUNG<br />
(http://ttesymposium.boku.ac.at/TTE/Tagungsband/BOKU_Symposium_2002.pdf#pa<br />
ge=17)<br />
Abrufdatum: 03.08.2012<br />
179
Literaturverzeichnis<br />
INTERNATIONAL AGENCY FOR RESEARCH ON CANCER, IARC (1997):<br />
Polychlorinated Dibenzo-para-Dioxins and Polychlorinated Dibenzofurans –<br />
Summary of data reported and evaluation. International Agency for Research on<br />
Cancer: IARC monographs on the evaluation of carcinogenic risks to human, Volume<br />
69.<br />
(http://monographs.iarc.fr/ENG/Monographs/Vol69volume69.pdf)<br />
Abrufdatum: 03.03.2013<br />
ISOSAARI, P., H. KIVIRANTA, O. LIE, A. K. LUNDEBYE, G. RITCHIE, T.<br />
VARTIAINEN (2004):<br />
Accumulation and distribution of polychlorinated dibenzo-p-dioxin, dibenzofuran and<br />
polychlorinated biphenyl congeners in atlantic salmon (Salmo Salar).<br />
Environmental Toxicology and Chemistry 23, Nr. 7, 1672 - 1679<br />
JENSEN, D. J., R. A. HUMMEL, N. H. MAHLE, C. W. KOCHER, H. S. HIGGINS<br />
(1981):<br />
A residue study on beef cattle consuming 2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-dioxin.<br />
J. Agric. Food Chem. 29, 265 - 268<br />
JENSEN, D. J. und R. A. HUMMEL (1982):<br />
Secretion of TCDD in milk and cream following the feeding of TCDD to lactating dairy<br />
cows.<br />
Bull. Environm. Contam. Toxikol. 29, 440 – 446<br />
JONES, D., S. SAFE, E. MORCOM, M. HOLCOMB, C. COPPOCK, W. IVIE (1987):<br />
Bioavailability of tritiated 2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-Dioxin (TCDD) administered<br />
to Holstein dairy cows.<br />
Chemosphere 16, Nr. 8/9, 1743 - 1748<br />
KAMPHUES, J. und A. J. SCHULZ (2006):<br />
Dioxine: Wirtschaftseigenes Risikomanagement – Möglichkeiten und Grenzen.<br />
Dtsch. tierärztl. Wschr. 113, 298 - 303<br />
KAMPHUES, J., K. GUDE, A. J. SCHULZ, V. TAUBE, E. BRUNS-WELLER, K.<br />
SASSEN, K. SEVERIN (2011):<br />
Untersuchungen zur Nutzung Dioxin-exponierter Grünlandflächen durch Rinder und<br />
Schafe.<br />
Fachgespräch „Belastung der terrestrischen Umwelt mit Dioxinen und PCB“, Berlin,<br />
13. – 14.10.2011<br />
(http://www.umweltbundesamt.de/boden-undaltlasten/veranstaltungen/fg111013/20_j_kamphues.pdf)<br />
Abrufdatum: 20.12.2012<br />
180
Literaturverzeichnis<br />
KASHIMOTO T., H. MIYATA, S. FUKUSHIMA, N. KUNITA, G. OHI, T.-C. TUNG<br />
(1985):<br />
PCBs, PCQs and PCDFs in blood of Yusho and Yu-Cheng patients.<br />
Environmental Health Perspectives 59, 73 - 78<br />
KEMMER, D. (2005):<br />
Natürliche Lebensmittelinhaltstoffe als Liganden des Ah Rezeptors. Identifizierung<br />
und Charakterisierung von ß-Carbolinen mit AhR Ligandenpotential mittels<br />
funktioneller Bioassays.<br />
Würzburg, Bayrische Julius-Maximilians-Universität, Diss.<br />
KERST, M., U. WALLER, L. PEICHL, W. REIFENHÄUSER, W. KÖRNER (2002):<br />
Dioxin-like PCB and PCDD/PCDF in ambient air, grass, kale and sewage sludge<br />
samples in southern germany.<br />
Organohalogen Compounds 57, 273 - 276<br />
KLEIN, U. (1991):<br />
Verlauf der Konzentration einiger polychlorierter Biphenyle in Milch, Blut und<br />
Geweben belasteter Milchkühe bei Variation von Leistung und Fütterung.<br />
<strong>Hannover</strong>, Tierärztl. Hochsch., Diss.<br />
KLEINHENZ, S. (2009):<br />
Zum Problem der Kontamination von Fleischerzeugnissen mit polychlorierten<br />
Biphenylen (PCB) und polychlorierten Dibenzo-p-dioxinen bzw. –furanen (PCDD/F).<br />
Faktor Gewürze.<br />
Würzburg, Julius-Maximilians Universität, Diss.<br />
KÖRNER, W. (2006):<br />
Dioxinähnliche PCB und Dioxine.<br />
In: Bayerisches Landesamt für Umwelt (Hrsg.): Chemikalien in der Umwelt –<br />
Vorkommen, Belastungspfade, Regelungen. Fachtagung am 18. Oktober 2006 in<br />
Augsburg, 95 - 104<br />
(http://www.lfu.bayern.de/umweltwissen/doc/uw_btb_8_chemikalien_umwelt_vorkom<br />
men_belastungspfade_regelungen.pdf)<br />
Abrufdatum: 05.12.2012<br />
181
Literaturverzeichnis<br />
KÖRNER, W., S. SCHÄDEL, S. BAHNER, M. KERST, U. WALLER, J. KÖHLER<br />
(2006):<br />
Ermittlung der Immissionsbelastung durch polychlorierte Dioxine (PCDD) und Furane<br />
(PCDF) sowie dioxinähnliche PCB in Bayern.<br />
Abschlussbericht zum FuE-Projekt Nr. 7050, Mai 2002 bis Mai 2004<br />
Bayerisches Landesamt für Umwelt<br />
(http://www.lfu.bayern.de/analytik_stoffe/analytik_org_stoffe_dioxine_pcb/ermittlung_i<br />
mmissionsbelastung/doc/projekt_7050_dimm_abschlussbericht.pdf)<br />
Abrufdatum: 11.10.2012<br />
KOSS, G. (1994):<br />
Polychlorierte Biphenyle (PCB).<br />
In: H. MARQUARDT u. S. SCHÄFER (Hrsg.): Lehrbuch der Toxikologie<br />
BI Wirtschaftsverlag Mannheim, Leipzig, Wien, Zürich<br />
KRÜGER, F., T. WENIGER, M. HAENSCH, B. URBAN (2011):<br />
Identifizierung von Schadstoff Hot Spots unterschiedlicher Belastungsgeschichte in<br />
Auen der Mittelelbe.<br />
(http://www.dbges.de); Abrufdatum: 13.04.2012<br />
KUNISUE, T., M. X. WATANABE, H. IWATA, T. TSUBOTA, F. YAMADA, M.<br />
YASUDA, S. TANABE (2006):<br />
PCDDs, PCDFs, and coplanar PCBs in wild terrestrial mammals from Japan:<br />
Congener specific accumulation and hepatic sequestration.<br />
Environmental Pollution 140, 525 - 535<br />
KURATSUNE M., T. YUSHIMURA, J. MATSUZAKA, A. YAMAGUCHI (1972):<br />
Epidemiologic study on Yusho, a poisoning caused by ingestion of rice oil<br />
contaminated with a commercial brand of polychlorinated biphenyls.<br />
Environmental Health Perspectives (1972), 119-128<br />
KYPKE-HUTTER, K. und R. MALISCH (1989):<br />
Polychlorierte Biphenyle: Bestimmung der Einzelkomponenten in Rohmilch und<br />
kontaminierten Futtermitteln.<br />
Z. Lebensm. Unters. Forsch. 188, 127 - 134<br />
LANDWIRTSCHAFTSKAMMER NIEDERSACHSEN, LWK (2010):<br />
Grünlandbewirtschaftung von Überschwemmungsflächen im Bereich der<br />
Elbtalniederung der Bundesländer Mecklenburg-Vorpommern, Niedersachsen,<br />
Sachsen-Anhalt, Schleswig-Holstein.<br />
Stand: Februar 2010<br />
(http://www.lwk-niedersachsen.de/index.cfm/portal/6/nav/196/article/14578.html)<br />
Abrufdatum: 21.02.2013<br />
182
Literaturverzeichnis<br />
LANDWIRTSCHAFTSKAMMER NIEDERSACHSEN, LWK (2011):<br />
Bewirtschaftung von schadstoffbelasteten Standorten in Niedersachsen.<br />
Stand: August 2011<br />
(http://www.lwkniedersachsen.de/index.cfm/portal/betriebumwelt/nav/196/article/17196.html)<br />
Abrufdatum: 21.02.2013<br />
LANDWIRTSCHAFTSKAMMER NIEDERSACHSEN, LWK (2011a):<br />
Spezialberatung für sensible Gebiete in Niedersachsen – Bericht für die Jahre 2009<br />
und 2010.<br />
Landwirtschaftskammer Niedersachsen<br />
(unveröffentlicht)<br />
LANDWIRTSCHAFTSKAMMER NIEDERSACHSEN, LWK (2011b):<br />
Rinderhaltung – Rinderaufzucht, Milchkuhhaltung, Milcherzeugung, Rindermast und<br />
Mutterkühe – Leitfaden.<br />
Landwirtschaftskammer Niedersachsen 2011<br />
(http://nibis.ni.schule.de/nibis3/uploads/2bbs-poelkingoesselmann/files/Leitfaden_Druckversion_02.12.2011.pdf)<br />
Abrufdatum: 03.08.2013<br />
LANDWIRTSCHAFTSKAMMER NIEDERSACHSEN, LWK (2012):<br />
Hinweise zur Bewirtschaftung von Überschwemmungsflächen in Niedersachsen.<br />
Stand: Januar 2012.<br />
(http://www.lwk-niedersachsen.de/index.cfm/portal/6/nav/196/article/14578.html )<br />
Abrufdatum: 21.02.2013<br />
LANDWIRTSCHAFTSKAMMER NIEDERSACHSEN, LWK (2012a):<br />
Spezialberatung für sensible Gebiete in Niedersachsen – Bericht für das Jahr 2011 –<br />
Bewirtschaftung der Flächen im Deichvorland der Elbe – Veränderungen der<br />
Betriebsstrukturen 2006 bis 2011.<br />
Landwirtschaftskammer Niedersachsen<br />
(unveröffentlicht)<br />
LECHNER, U. (2007):<br />
Der mikrobielle Abbau von Chloraromaten als Bestandteil des globalen Chlorzyklus.<br />
Halle-Wittenberg, Martin-Luther-Universität, Habil.-Schr.<br />
183
Literaturverzeichnis<br />
LENOIR, D. und H. Jr. SANDERMANN (1993):<br />
Entstehung und Wirkung von Dioxinen.<br />
Biologie in unserer Zeit 23, Nr. 6, 363 - 369<br />
LENK, S. (2007):<br />
Einfluss der Dioxinkontamination im Futter auf die Belastung im Schweinefett.<br />
München, Ludwig-Maximilians-Univ., Diss.<br />
LENK, S., W. A. RAMBECK, K. W. SCHRAMM, R. MAYER, U. WEHR (2006):<br />
Untersuchung zur Veränderung des Dioxingehaltes in Schweinefett nach<br />
Futtergaben mit unterschiedlichen Dioxinkonzentrationen und anschließender<br />
kontaminationsfreier Fütterungsperiode.<br />
In: T. ETTLE, M. KRAFT und W. M. WINDISCH (Hrsg.): Tagungsband 5. BOKU-<br />
Symposium TIERERNÄHRUNG – Qualitätsmindernde Futterinhaltsstoffe: Bedeutung<br />
– Vermeidung – Kontrolle<br />
(http://www.boku.ac.at/ttesymposium/TTE/Tagungsband/BOKU_Symposium_2006.pdf)<br />
Abrufdatum: 13.05.2013<br />
LLERENA J. J., E. ABAD, J. CAIXACH, J. RIVERA (2003):<br />
An episode of dioxin contamination in feedingstuff: the choline chloride case.<br />
Chemosphere 53, 679 - 683<br />
LUFA NORD-WEST (2013a):<br />
Grassilage Endauswertung 2011.<br />
(http://www.lufa-nord-west.de/index.cfm/nav/9/article/106.html)<br />
Abrufdatum: 08.07.2013<br />
LUFA NORD-WEST (2013b):<br />
Maissilage Endauswertung 2011.<br />
(http://www.lufa-nord-west.de/index.cfm/nav/9/article/106.html)<br />
Abrufdatum: 08.07.2013<br />
MALISCH, R. (2000):<br />
Increase of the PCDD/F-contamination of milk, butter and meat samples by use of<br />
contaminated citrus pulp.<br />
Chemosphere 40, 1041 - 1053<br />
MALISCH, R. (2001):<br />
Dioxine in Futtermitteln.<br />
Landbauforschung Völkenrode 223 (Sonderh.), 45 - 53<br />
184
Literaturverzeichnis<br />
MARCHAND, P., R. CARIOU, A. VÉNISSEAU, A. BROSSEAUD, J.-P. ANTIGNAC,<br />
B. LE BIZEC (2010):<br />
Predicting PCDD/F and dioxin-like PCB contamination levels in bovine edible tissues<br />
from in vivo sampling.<br />
Chemosphere 80, 634 – 640<br />
MATSUMURA, F. und H. J. BENEZET (1973):<br />
Studies on the bioaccumulation and microbial degradation of 2,3,7,8-<br />
Tetrachlorodibenzo-p-dioxin.<br />
Environ. Health Perspect. 5, 253 – 258<br />
MATTHEWS, H. B., R. L. DEDRICK (1984):<br />
Pharmacokinetics of PCBs.<br />
Ann. Rev. Pharmacol. Toxicol. 24, 85 - 103<br />
MAYLAND, H. F., A. R. FLORENCE, R. C. ROSENAU, V. A. LAZAR, H. A. TURNER<br />
(1975):<br />
Soil ingestion by cattle on semiarid range as reflected by titanium analysis of feces.<br />
Journal of Range Management 28, Nr. 6, 448 - 452<br />
MC LACHLAN, M. S.: (1994):<br />
Model of the fate of hydrophobic contaminants in cows.<br />
Environ. Sci. Technol. 28, 2407 - 2414<br />
MC LACHLAN, M. S.: (1996):<br />
Bioaccumulation of hydrophobic chemicals in agricultural food chains.<br />
Environ. Sci. Technol. 30, 252 - 259<br />
MC LACHLAN, M. S. (1997):<br />
A simple model to predict accumulation of PCDD/Fs in an agricultural food chain.<br />
Chemosphere 34, 1263 - 1276<br />
MC LACHLAN, M. S., H. THOMA, M. REISSINGER, O. HUTZINGER (1990):<br />
PCDD/F in an agricultural food chain – Part 1: PCDD/F mass balance of a lactating<br />
cow.<br />
Chemosphere 20, 1013 - 1020<br />
MENOTTA, S., M. D`ANTONIO, G. DIEGOLI, L. MONTELLA, S. RACCANELLI, G.<br />
FEDRIZZI (2010):<br />
Depletion study of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs concentrations in contaminated<br />
home-produced eggs: Preliminary study.<br />
Analytica Chimica Acta 672, 50 - 54<br />
185
Literaturverzeichnis<br />
MÜLLER, W. und F. KORTE (1973):<br />
Polychlorierte Biphenyle – Nachfolger des DDT?<br />
Chemie in unserer Zeit 7, 112 - 1229<br />
NAGORNY, C. (1991):<br />
Verlauf der Konzentration einiger hochchlorierter Biphenyle (PCB) in Blut, Geweben<br />
und Faeces belasteter Mastbullen bei Variation der Fütterung.<br />
<strong>Hannover</strong>, Tierärztl. Hochsch., Diss.<br />
NAU, H. (2006):<br />
Wirkungen und Wirkungsmechanismen von „Dioxinen“ im menschlichen und<br />
tierischen Organismus.<br />
Dtsch. tierärztl. Wschr. 113, 292 - 297<br />
NAUMANN, C., BASSLER, R., SEIBOLD, R, BARTH, K. (1976):<br />
Methodenbuch des Verbandes Deutscher Landwirtschaftlicher Untersuchungs- und<br />
Forschungsanstalten, Band III: Die chemische Untersuchung von Futtermitteln.<br />
(mit Ergänzungslieferungen bis 2012).<br />
VDLUFA-Verlag, Darmstadt<br />
ORBAN, S. (1988):<br />
Ausführungen über das Problem der PCB Belastung von Milch. Dargestellt am<br />
Beispiel der Überschreitung der festgesetzten Höchstmengen bei mehreren<br />
Milcherzeugern in zwei Teilbereichen des Landkreises Northeim.<br />
Veterinäramt Northeim<br />
zit. in U. KLEIN (1991)<br />
PABST, W. (2011):<br />
Rindfleischproduktion – Erzeugung und Verbrauch von Kalb- und Rindfleisch.<br />
In: WEISS, J., W. PABST, S. GRANZ (Hrsg.): Tierproduktion<br />
14. Auflage, Enke Verlag, Stuttgart<br />
PERRY, T. W., R. J. EVERSON, K. S. HENDRIX, R. C. PETERSON, K. M.<br />
WEINLAND, F. R. ROBINSON (1981):<br />
Dietary Aroclor 1254 in the milk fat of lactating beef cattle.<br />
J. Dairy Sci. 64, 2262 - 2265<br />
POLAND, A. und J.C. KNUTSON (1982):<br />
2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-Dioxin and related halogenated aromatic hydrocarbons:<br />
examination of the mechanism of toxicity.<br />
Ann. Rev. Pharmacol. Toxicol. 22, 517 - 54<br />
186
Literaturverzeichnis<br />
PRANGE, D. (2001):<br />
Einfluss einer Zufütterung von Propylenglykol im peripartalen Zeitraum auf Tier- und<br />
Stoffwechselgesundheit sowie Reproduktions- und Milchleistung bei hochleistenden<br />
Milchkühen.<br />
<strong>Hannover</strong>, Tierärztl. Hochsch., Diss.<br />
RIBBECK, F., D. STEFFEN, D. POST, J. SCHNEIDER, W. J. GÜNTHER, W. ROSS<br />
(2012):<br />
Ergebnisse Niedersächsischer Untersuchungsprogramme zur Charakterisierung der<br />
Stoffgehalte von Dioxinen (PCDD/F) und dioxinähnlichen (dl) PCB- Belastungen in<br />
Sedimenten, Schwebstoffen, Böden und der Luft.<br />
Geoberichte 25 – Landesamt für Bergbau, Energie und Geologie (LBEG).<br />
(http://www.lbeg.niedersachsen.de/portal/live.php?navigation_id=31647&article_id=1<br />
09515&_psmand=4)<br />
Abrufdatum: 22.03.2013<br />
RICHTER, W. und M. S. MC LACHLAN (2001):<br />
Uptake and Transfer of PCDD/Fs by cattle fed naturally contaminated feedstuffs and<br />
feed contaminated as a result of sewage sludge application. 2. Nonlactating cows.<br />
J. Agric. Food Chem. 49, 5857 - 5865<br />
ROEDER, R. A., M. J. GARBER, G. T. SCHELLING (1998):<br />
Assessment of dioxins in foods from animal origins.<br />
J. Anim. Sci. 76,142 - 151<br />
RYAN, J. J., C.-C. HSU, M. J. BOYLE, Y. L. L. GUO (1994):<br />
Blood serum levels of PCDFS and PCBs in Yu-Cheng children peri-natally exposed<br />
to a toxic rice oil.<br />
Chemosphere 29, Nr. 6, 1263 - 1278<br />
RYCHEN, G., S. JURJANZ, H. TOUSSAINT, C. FEIDT (2008):<br />
Dairy ruminant exposure to persistent organic pollutants and excretion to milk.<br />
Animal 2, Nr. 2, 312 - 323<br />
SAFE, S. (1990):<br />
Polychlorinated Biphenyls (PCBs), Dibenzo-p-Dioxins (PCDDs), Dibenzofurans<br />
(PCDFs), and related compounds: Environmental and mechanistic considerations<br />
which support the development of Toxic Equivalency Factors (TEFs).<br />
Critical Reviews in Toxicology 21, Nr. 1, 51 - 88<br />
187
Literaturverzeichnis<br />
SAGUNSKI, H. und P. PERGER (1994):<br />
Biozide.<br />
In: MARQUARDT, H. und S. G. SCHÄFER (Hrsg.): Lehrbuch der Toxikologie<br />
BI Wissenschaftsverlag Mannheim, Leipzig, Wien, Zürich<br />
SASSEN, K. (2006):<br />
Administratives Risikomanagement – Möglichkeiten und Grenzen.<br />
Dtsch. tierärztl. Wschr. 113, 314 - 315<br />
SCIENTIFIC COMMITTEE ON ANMIAL NUTRITION, SCAN (2000):<br />
Opinion of the Scientific Committee on Animal Nutrition on the dioxin contamination<br />
of feedingstuffs and their contribution to the contamination of food of animal origin.<br />
(http://ec.europa.eu/food/committees/scientific/out55_en.pdf)<br />
Abrufdatum: 20.06.2012<br />
SCIENTIFIC COMMITTEE ON FOOD, SCF (2001):<br />
Opinion of the Scientific Committee on Food on the risk assessment of dioxins and<br />
dioxin-like PCBs in food. Update based on new scientific information available since<br />
the adoption of the SCF opinion of 22nd November 2000 adopted on 30 May 2001.<br />
(http://ec.europa.eu/food/fs/sc/scf/out78_en.pdf)<br />
Abrufdatum: 20.06.2012<br />
SCHMID, P., M. ZENNEGG, P. HOLM, C. PIETSCH, B. BRÜSCHWEILER, A.<br />
KUCHEN, E. STAUB, J. TREMP (2010):<br />
Polychlorierte Biphenyle (PCB) in Gewässern der Schweiz. Daten zur Belastung von<br />
Fischen und Gewässern mit PCB und Dioxinen, Situationsbeurteilung. Umwelt-<br />
Wissen Nr. 1002. Bundesamt für Umwelt, Bern. 101 S.<br />
(www.umwelt-schweiz.ch/uw-1002-d)<br />
Abrufdatum: 27.07.2012<br />
SCHMITTER, W. (1976):<br />
Rinder.<br />
In: BOGNER, H. und H.-C. RITTER (Hrsg.): Tierproduktion<br />
2. Auflage, Verlag Eugen Ulmer, Stuttgart<br />
SCHNEIDER, J. (2005):<br />
Geofakten 17: Hinweise zur Entnahme und zur Beurteilung von Bodenproben im<br />
Rahmen der Ermittlung von Dioxingehalten. März 2005.<br />
(www.lbeg.niedersachsen.de )<br />
Abrufdatum: 16.10.2012<br />
188
Literaturverzeichnis<br />
SCHNEIDER, J. und K. SEVERIN (2013):<br />
Geofakten 17 – Hinweise zur Entnahme und Beurteilung von Bodenproben im<br />
Kontext von Bodenbelastungsuntersuchungen zu Dioxinen (PCDD/F) und<br />
dioxinähnlichen PCB (dl-PCB). Januar 2013.<br />
(http://www.lbeg.niedersachsen.de/portal/live.php?navigation_id=616&article_id=872<br />
&_psmand=4)<br />
Abrufdatum: 20.02.2013<br />
SCHRENK, D. (2011):<br />
Ultragifte oder Panikmache? Toxizität der Dioxine.<br />
Biol. Unserer Zeit 41, Nr. 3, 174 - 180<br />
SCHRENK, D., P. FÜRST und O. PÄPKE (2010):<br />
Polychlorierte Biphenyle.<br />
In: P. STEINBERG und G. HAMSCHER (Hrsg.): Toxikologie in der praktischen<br />
Qualitätssicherung<br />
1. Auflage, Behr´s Verlag, Hamburg.<br />
SCHUHKNECHT, W. und H. SCHINKEL (1963):<br />
Beitrag zur Beseitigung der Anregungsbeeinflussung bei flammenspektrometrischen<br />
Untersuchungen.<br />
Z. Anal. Chemie 194, 161<br />
Zitiert in NAUMANN et al. 1976<br />
SCHULZ, A. J. (2004/2005a):<br />
Optimierung der Futterprobennahme zur Dioxinanalyse – Untersuchungen an<br />
Futtermitteln aus der Elbtalaue 2004/2005.<br />
Institut für Tierernährung, Stiftung Tierärztliche <strong>Hochschule</strong> <strong>Hannover</strong><br />
(unveröffentlicht)<br />
SCHULZ, A. J. (2004/2005b):<br />
Untersuchungen zur Dioxin-Belastung der Schlachtkörper (Muskulatur, Leber und<br />
Fettgewebe) von Mastrindern bei unterschiedlicher Exposition (Elbtalaue) und<br />
Fütterungsintensität – Untersuchungen aus 2004/2005.<br />
Institut für Tierernährung, Stiftung Tierärztliche <strong>Hochschule</strong> <strong>Hannover</strong><br />
(unveröffentlicht)<br />
SCHULZ, A. J. (2005):<br />
Auswirkungen originär Dioxin-belasteten Grundfutters auf die Dioxingehalte in Milch<br />
und Schlachtkörpern von Rindern und Schafen.<br />
<strong>Hannover</strong>, Tierärztl. Hochsch., Diss.<br />
189
Literaturverzeichnis<br />
SCHULZ, J. M., J. SCHNEIDER, J. KUES, H.-J. PREHN (1993):<br />
Niedersächsischer Untersuchungsbericht zur Bodenbelastung durch Dioxine im<br />
Überschwemmungsbereich der Elbe – Teil 1 und 2.<br />
Niedersächsisches Ministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten<br />
(unveröffentlicht)<br />
SCHULZ, A. J., T. WIESMÜLLER, H. APPUHN, D. STEHR, K. SEVERIN, D.<br />
LANDMANN, J. KAMPHUES (2004):<br />
Dioxin Concentration in milk, faeces and tissues of cows related to feed<br />
contamination.<br />
Organohalogen Compounds 66, 2000 - 2007<br />
SCHULZ, A. J., T. WIESMÜLLER, H. APPUHN, D. STEHR, K. SEVERIN, D.<br />
LANDMANN, J. KAMPHUES (2005a):<br />
Dioxin concentration in milk and tissues of cows and sheep related to feed and soil<br />
contamination.<br />
Journal of Animal Physiology and Animal Nutrition 89, 72 - 78<br />
SCHULZ, A. J., T. WIESMÜLLER, H. APPUHN, D. STEHR, K. SEVERIN, D.<br />
LANDMANN, J. KAMPHUES (2005b):<br />
Dioxin concentration in cows´ milk in dependence on feed and soil contamination<br />
(Dioxingehalt in Kuhmilch bei einer Dioxinbelastung von Futter und Boden).<br />
Proc. Soc. Nutr. Physiol. 14, 52<br />
SCHWIND, K.-H. und H. HECHT (2004):<br />
Dioxin in Futter und Lebensmitteln – Ein Paradebeispiel für Carry over-Vorgänge und<br />
ihre Folgen – Dioxins in feed and food – an example for carry over effects and their<br />
consequences.<br />
Mitteilungsblatt der Fleischforschung Kulmbach 43, Nr. 164, 169 - 176<br />
SCHWIND, K.-H. und W. JIRA (2006):<br />
Dioxine und dioxinähnliche polychlorierte Biphenyle (PCB) in Futtermitteln und<br />
Fleisch (erzeugnissen) – Dioxins and dioxinlike PCBs in feedstuff and meat<br />
(products).<br />
Mitteilungsblatt der Fleischforschung Kulmbach 45, Nr. 172, 85 - 94<br />
SCHWIND, K.-H., W. JIRA, H. KARL, U. RUOFF, S. DÄNICKE (2009):<br />
Statuserhebung zu Dioxinen und PCB in Futter- und vom Tier stammenden<br />
Lebensmitteln – Forschungsprojekt des Bundesministeriums für Ernährung,<br />
Landwirtschaft und Verbraucherschutz und des Max Rubner-Instituts zur<br />
Durchführung einer nationalen Statuserhebung von Dioxin- und dioxinähnlichen<br />
PCB-Verbindungen in Futter- und vom Tier stammenden Lebensmitteln.<br />
190
Literaturverzeichnis<br />
Schriftenreihe des Bundesministeriums für Ernährung, Landwirtschaft und<br />
Verbraucherschutz (BMELV) Reihe A: Angewandte Wissenschaft, Heft 522.<br />
Verlagsgesellschaft W. E. Weinmann e. K.<br />
(http://www.mri.bund.de/fileadmin/Institute/AA/Statuserhebung%20Dioxine%20und%<br />
20PCB_Angewandte%20Wissenschaft_Heft522.pdf)<br />
Abrufdatum: 17.07.2012<br />
SCHWIND, K.-H., S. DÄNICKE, W. JIRA (2010):<br />
Survey of dioxins, dioxin-like PCBs and marker PCBs in german feeds of plant origin.<br />
J. Verbr. Lebensm. 5, 413 - 420<br />
SCHWIND, K.-H. und W. JIRA (2012):<br />
Übergang von Dioxinen und dioxinähnlichen PCB aus dem Futter in Nutztiere –<br />
Transfer of dioxins and dioxin-like PCBs from feed to farm animals.<br />
Mitteilungsblatt Fleischforschung Kulmbach 51, Nr. 196, 115 - 122<br />
SHEN, H., B. HENKELMANN, W. A. RAMBECK, R. MAYER, U. WEHR, K.-W.<br />
SCHRAMM (2012a):<br />
The predictive power of the elimination of dioxin-like pollutants from pigs: An in vivo<br />
study.<br />
Environment International 38, 73 - 78<br />
SHEN, H., B. HENKELMANN, W. A. RAMBECK, R. MAYER, U. WEHR, K.-W.<br />
SCHRAMM (2012b):<br />
Physiologically based persistent organic pollutant accumulation in pig tissues and<br />
their edible safety differences: An in vivo study.<br />
Food Chemistry 132, 1830 - 1835<br />
SINKKONEN, S. und J. PAASIVIRTA (2000):<br />
Degradation half-life times of PCDDs, PCDFs and PCBs for environmental fate<br />
modelling.<br />
Chemosphere 40, 943 - 949<br />
SKRENTNY, R. F., R. W. HEMKEN, H. W. DOROUGH (1971):<br />
Silo sealents as a source of polychlorobiphenyl (PCB) contamination of animal feed.<br />
Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 6, Nr. 5, 409 – 416<br />
SPITALER, M., C. IBEN, H. TAUSCH (2005):<br />
Dioxin residues in the edible tissue of finishing pigs after dioxin feeding.<br />
Journal of Animal Physiology and Animal Nutrition 89, 65 - 71<br />
191
Literaturverzeichnis<br />
STACHEL, B., E. H. CHRISTOPH, R. GÖTZ, T. HERRMANN, F. KRÜGER, T.<br />
KÜHN, J. LAY, J. LÖFFLER, O. PÄPKE, H. REINCKE, C. SCHRÖTER-KERMANI,<br />
R. SCHWARTZ, E. STEEG, D. STEHR, S. UHLIG, G. UMLAUF (2006):<br />
Contamination of the alluvial plain, feeding-stuffs and foodstuffs with polychlorinated<br />
dibenzo-p-dioxins, polychlorinated dibenzofurans (PCDD/Fs), dioxin-like<br />
polychlorinated biphenyls (DL-PCBs) and mercury from the River Elbe in the light of<br />
the flood event in August 2002.<br />
Science of the Total Environment 364, 96 - 112<br />
STACHEL, B., G. MARIANI, G. UMLAUF, R. GÖTZ (2011):<br />
Dioxine und PCBs in Feststoffen aus der Elbe, ihren Nebenflüssen und der Nordsee<br />
(Längsprofilaufnahme 2008).<br />
(http://popdioxindb.de/dokumente/dioxin_langfassung_44kor_endstand_neueversion2.pdf)<br />
Abrufdatum: 11.01.2013<br />
STARTIN, J. R., C. WRIGHT, M. KELLY, N. HARRISON (1994):<br />
Depletion rates of PCDDs in bull calf tissues.<br />
Organohalogen Compounds 21, 347 - 350<br />
SWEETMAN, A. J., G. O. THOMAS, K. C. JONES (1999):<br />
Modelling the fate and behavior of lipophilic organic contaminants in lactating dairy<br />
cows.<br />
Environmental Pollution 104, 261 - 270<br />
TAUBE, V. und J. KAMPHUES (2009):<br />
Dioxine: Im Futter und auch in Lebensmitteln vom Rind?<br />
Übers. Tierernährg. 37, 167 - 178<br />
TAUBE, V., K. GUDE, E. BRUNS-WELLER, J. KAMPHUES (2009):<br />
Investigations in order to establish a concept for using dioxin exposed floodplains by<br />
beef cattle under food safety aspects.<br />
In: A. BRIESE, M. CLAUSS, J. HARTUNG, A. SPRINGORUM (Hrsg.): Proceedings<br />
of the XIV ISAH Congress 2009 – International Society for Animal Hygiene -<br />
“Sustainable animal husbandry: prevention is better than cure”<br />
Proceedings, Vechta, 19. – 23. Juli 2009, 2, 629 - 632<br />
THORPE, S., M. KELLY, J. STARTIN, N. HARRISON, M. ROSE (1999):<br />
Residue depletion study of PCDDs and PCDFs in dosed beef cattle.<br />
Organohalogen Compounds 43, 405<br />
192
Literaturverzeichnis<br />
THORPE, S., M. KELLY, J. STARTIN, N. HARRISON, M. ROSE (2001):<br />
Concentration changes for 5 PCDD/F congeners after administration in beef cattle.<br />
Chemosphere 43, 869 - 879<br />
TIERÄRZTLICHE VEREINIGUNG FÜR TIERSCHUTZ e. V., TVT (2007):<br />
Mastrinderhaltung – Merkblatt Nr. 112.<br />
(http://www.tierschutz-tvt.de/merkblaetter.html#c5)<br />
Abrufdatum: 17.05.2013<br />
TUINSTRA, L. G. M. Th., A. H. ROOS, P. L. M. BERENDE, J. A. VAN RHIJN, W. A.<br />
TRAAG und J. B. MENGELERS (1992):<br />
Excretion of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and -furans in milk of cows fed on<br />
dioxins in the dry period.<br />
J. Agric. Food Chem. 40, 1772 - 1776<br />
UMLAUF, G., G. BIDOGLIO, E. H. CHRISTOPH, J. KAMPHUES, F. KRÜGER, D.<br />
LANDMANN, A. J. SCHULZ, R. SCHWARTZ, K. SEVERIN, B. STACHEL, D. STEHR<br />
(2005):<br />
The Situation of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs after the flooding of river Elbe and<br />
Mulde in 2002.<br />
Acta hydrochim. hydrobiol. 33, Nr. 5, 543 – 554<br />
UMWELTBUNDESAMT, UBA (1992):<br />
Dioxinbelastung der Umwelt in der Bundesrepublik Deutschland. – Messprogramme,<br />
Messwerte, Messmethoden.<br />
Abschlussbericht der UAGI „Messprogramme“ der Bund-Länder-Arbeitsgruppe<br />
„Dioxine“, Berlin, 1992.<br />
Zit. in SCHULZ (2005) und GUDE (2008)<br />
UMWELTBUNDESAMT, UBA (2007):<br />
Dioxine – Daten aus Deutschland.<br />
Dioxin-Referenzprogramm – 5.Bericht der Bund/Länder-Arbeitsgruppe DIOXINE.<br />
(http://www.umweltbundesamt.de/chemikalien/dioxine-dbla.htm)<br />
Abrufdatum: 22.10.2012<br />
UMWELTBUNDESAMT, UBA (2010):<br />
Dioxine und dl-PCB in der Umwelt – Auswertung der Länderberichte anlässlich des<br />
Fachgespräches im Umweltbundesministerium am 7.04.2009 und Stellungnahme<br />
des Umweltbundesamtes.<br />
(http://www.umweltbundesamt.de/uba-infomedien/mysql_medien.php?anfrage=Kennummer&Suchwort=3912)<br />
Abrufdatum: 13.02.2012<br />
193
Literaturverzeichnis<br />
UMWELTBUNDESAMT, UBA (2012):<br />
Chemikalienpolitik und Schadstoffe, REACH Dioxine. Letzte Änderung 31.05.2012.<br />
(www.umweltbundesamt.de/chemikalien/dioxine.de)<br />
Abrufdatum: 06.06.2012<br />
UNITED NATIONS ENVIRONMENT PROGRAMME, UNEP (2013):<br />
Chemicals – Persistent Organic Pollutants.<br />
(http://www.chem.unep.ch/pops/)<br />
Abrufdatum: 18.02.2013<br />
URDL, M., L. GRUBER, W. OBRITZHAUSER, J. GASTEINER, J. HÄUSLER, A.<br />
SCHAUE (2011):<br />
Einfluss der Energieversorgung vor und nach der Abkalbung auf Produktionsdaten<br />
und Blutparameter von Milchkühen.<br />
Tagungsband zum 10. BOKU-Symposium Tierernährung: Gesunde Tierernährung –<br />
Qualität vom Futtermittel bis zum Nahrungsmittel, Universität für Bodenkultur, Wien<br />
VAN DEN BERG, M., J. DE JONGH, H. POIGER, J. R. OLSONC (1994):<br />
The toxicokinetics and metabolism of polychlorinated Dibenzo-p-Dioxins (PCDDs)<br />
and Dibenzofurans (PCDFs) and their relevance for toxicity.<br />
Critical Reviews in Toxicology 24, Nr. 1, 1 - 74<br />
VAN DEN BERG, M., L. BIRNBAUM, A. T. C. BOSVELD, B. BRUNSTRÖM, P.<br />
COOK, M. FEELEY, J. P. GIESY, A. HANBERG, R. HASEGAWA, S. W. KENNEDY,<br />
T. KUBIAK, J. C. LARSEN, F. X. R. VAN LEEUWEN, A. K. D. LIEM, C. NOLT, R. E.<br />
PETERSON, L. POELLINGER, S. SAFE, D. SCHRENK, D. TILLIT, M. TYSKLIND,<br />
M. YOUNES, F. WAERN, T. ZACHAREWSKI (1998):<br />
Toxic equivalency factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for human and wildlife.<br />
Environmental Health Perspectives 106, Nr. 12, 775 - 792<br />
VAN DEN BERG, M., L. S. BIRNBAUM, M. DENISON, M. DE VITO, W. FARLAND,<br />
M. FEELEY, H. FIEDLER, H. HAKANSSON, A. HANBERG, L. HAWS, M. ROSE, S.<br />
SAFE, D. SCHRENK, C. TOHYAMA, A. TRITSCHER, J. TUOMISTO, M. TYSKLIND,<br />
N. WALKER, R.E. PETERSON (2006):<br />
Review – The 2005 World Health Organization reevaluation of human and<br />
mammalian toxic equivalency factors for dioxins and dioxin-like-compounds.<br />
Toxicological Sciences 93, Nr. 2, 223 - 241<br />
VAN LAREBEKE, N., L. HENS, P. SCHEPENS, A. COVACI, J. BAEYENS, K.<br />
EVERAERT, J. L. BERNHEIM, R. VLIETINCK, G. DE POORTETS (2001):<br />
The belgian PCB and dioxin incident of january - june 1999: Exposure data and<br />
potential impact on health.<br />
Environmental Health Perspectives 109, Nr. 3, 265 - 273<br />
194
Literaturverzeichnis<br />
VAN LEEUWEN, F. X. R., M. FEELEY, D. SCHRENK, J. C. LARSEN, W. FARLAND,<br />
M. YOUNES (2000):<br />
Dioxins: WHO`s tolerable daily intake (TDI) revisited.<br />
Chemosphere 40, 1095 - 1101<br />
WAHL, M., R. GÜNTHER, S. STRACK (2008):<br />
Molekular-toxikologische Wirkmechanismen (poly)bromierter Flammschutzmittel –<br />
Forschungsbericht. Förderkennzeichen BWR 24013.<br />
Programm Lebensgrundlage Umwelt und ihre Sicherung (BWPLUS).<br />
Forschungszentrum Karlsruhe, Institut für Toxikologie und Genetik.<br />
(http://www.fachdokumente.lubw.badenwuerttemberg.de/servlet/is/90782/BWR24013SBer.pdf?command=downloadContent<br />
&filename=BWR24013SBer.pdf&FIS=203)<br />
Abrufdatum: 20.08.2012<br />
WAHL, K., R. MALISCH, A. KOTZ, S. GROH, T. NÖLTNER, H. SCHENKEL (2013):<br />
PCB in Rindfleisch aus Mutterkuhhaltung (Weidehaltung) – Untersuchungen und<br />
Ursachenermittlung in Baden-Württemberg.<br />
Fachgespräch „Eintragspfade von PCB in Rindfleisch“ am 5.Februar 2013 in Bonn<br />
(unveröffentlicht)<br />
WANG, Y., C. LU, Z. SHENG, G. LIU, Z. FU, B. ZHU, S. PENG (2011):<br />
Enhanced hepatotoxicity induced by repeated exposure to polychlorinated biphenyls<br />
and 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin in combination in male rats.<br />
Journal of Environmental Sciences 23, Nr. 1, 119 - 124<br />
WARD, C. T. und F. MATSUMURA (1978):<br />
Fate of 2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-dioxin in a model aquatic ecosystem.<br />
Arch. Environ. Contam. Toxicol. 7, 349 - 357<br />
WEBER, R., H. HOLLERT, K. H. BALLSCHMITER, J. KAMPHUES, M. BLEPP<br />
(2013):<br />
Untersuchung/Relevanz von PCB-Quellen für Rindfleisch: Boden – Futter –<br />
Punkt(quellen).<br />
Fachgespräch „Eintragspfade von PCB in Rindfleisch“ am 5.Feburar 2013 in Bonn<br />
(http://www.umweltbundesamt.de/landwirtschaft/publikationen/veranstaltungen/pcb_i<br />
n_rindfleisch/07_untersuchung_relevanz_von_pcb_quellen_fuer_rindfleisch_boden_f<br />
utter_punktquellen.pdf?eid=4)<br />
Abrufdatum: 01.03.2013<br />
195
Literaturverzeichnis<br />
WEHR, U. , S. LENK, K.-W. SCHRAMM, R. MAYER, W. A. RAMBECK (2007):<br />
Untersuchungen zum Einfluss einer vorübergehenden Dioxinkontamination in der<br />
Fütterung auf die Belastung im Fettgewebe von Mastschweinen.<br />
Fachgespräch „Belastung der terrestrischen Umwelt durch Dioxine und PCB“<br />
(http://www.umweltbundesamt.de/boden-undaltlasten/veranstaltungen/fg111013/08_u_wehr.pdf)<br />
Abrufdatum: 14.06.2012<br />
WELTGESUNDHEITSORGANISATION, WORLD HEALTH ORGANIZATION, WHO<br />
(1998):<br />
Executive summary – assessment of the health risk of dioxins: re-evaluation of the<br />
Tolerable Daily Intake (TDI).<br />
WHO Consultation, May 25-29 1998, Geneva, Switzerland<br />
(http://www.who.int/ipcs/publications/en/exe-sum-final.pdf)<br />
Abrufdatum: 12.03.2013<br />
WELTGESUNDHEITSORGANISATION, WORLD HEALTH ORGANIZATION, WHO<br />
(2000):<br />
Chapter 5.11 Polychlorinated dibenzodioxins and dibenzofurans.<br />
(http://www.euro.who.int/data/__assets/pdf_file/0017/123065/AQG2ndEd_5_11PCD<br />
DPCDF.pdf)<br />
Abrufdatum: 25.09.2012<br />
WELTGESUNDHEITSORGANISATION, WORLD HEALTH ORGANIZATION, WHO<br />
(2012):<br />
2005 Re-evaluation of human and mammalian toxic equivalency factors (TEFs), last<br />
reviewed/updated 16. November 2011.<br />
(http://www.who.int/foodsafety/chem/tef_values.pdf)<br />
Abrufdatum: 20.01.2013<br />
WHITE, S. S. und L. S. BIRNBAUM (2009):<br />
An overview of the effects of dioxins and dioxin-like compounds on vertebrates, as<br />
documented in human and ecological epidemiology.<br />
J. Environ. Sci. Health C Environ. Carcinog. Ecotoxicol. 27, Nr. 4, 197 - 211<br />
WILD, S. R., K. C. JONES (1992):<br />
Organic chemicals entering agricultural soils in sewage sludges: screening for their<br />
potential to transfer to crop plants and livestock.<br />
The Science of the Total Environment 119, 85 - 119<br />
WITTSIEPE, J., B. ERLENKÄMPER, P. WELGE, A. HACK, M. WILHELM (2007):<br />
Bioavailability of PCDD/F from contaminated soil in young Goettingen minipigs.<br />
Chemosphere 67, 355 - 364<br />
196
Anhang<br />
9 Anhang<br />
Tabelle 33: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Bodenproben der Weidefläche (Elbdeichvorland)<br />
Probe Winter höher Winter tiefer<br />
Sommer<br />
höher<br />
Sommer tiefer<br />
ng/kg TS<br />
PCB 77 < 0,500 < 0,500 113 < 10,0<br />
PCB 81 1,63 0,780 56,5 < 10,0<br />
PCB 105 343 1348 794 1802<br />
PCB 114 < 0,500 0,780 < 5,00 < 5,00<br />
PCB 118 1045 2400 2765 5387<br />
PCB 123 44,6 213 58,3 213<br />
PCB 126 13,8 44,6 < 1,00 < 1,00<br />
PCB 156 313 < 0,500 674 1595<br />
PCB 157 61,7 195 144 277<br />
PCB 167 154 622 298 791<br />
PCB 169 4,01 12,3 7,25 11,0<br />
PCB 189 67,1 260 < 10,0 281<br />
WHO-dl-PCB-TEQ (lower bound) 1,56 4,98 0,388 0,64<br />
WHO-dl-PCB-TEQ (middle bound) 1,56 4,98 0,438 0,692<br />
WHO-dl-PCB-TEQ (upper bound) 1,56 4,98 0,488 0,745<br />
2,3,7,8-TCDD 1,65 2,54 < 0,030 15,9<br />
1,2,3,7,8-PeCDD 5,16 7,74 8,94 9,02<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDD 3,85 8,87 11,3 10,3<br />
1,2,3,6,7,8-HxCDD 9,23 21,8 18,9 27,2<br />
1,2,3,7,8,9-HxCDD 7,64 14,5 21,4 21,6<br />
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 92,2 272 136 291<br />
OCDD 529 1619 71,9 2512<br />
2,3,7,8-TCDF 25,8 64,9 70,9 81,0<br />
1,2,3,7,8-PeCDF 26,2 28,0 36,6 23,3<br />
2,3,4,7,8-PeCDF 19,8 46,1 12,8 65,7<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDF 92,8 55,9 463 364<br />
1,2,3,6,7,8-HxCDF 64,6 127 350 219<br />
2,3,4,6,7,8-HxCDF 36,1 68,8 155 111<br />
1,2,3,7,8,9-HxCDF 14,0 24,8 116 81,4<br />
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 275 552 1192 863<br />
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 103 207 386 261<br />
OCDF 758 1470 3335 3058<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 44,03 74,84 152,69 152,70<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 44,03 74,84 152,71 152,70<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 44,03 74,84 152,72 152,70<br />
197
Anhang<br />
Tabelle 34: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den „Betriebsproben"<br />
Probe „Betriebskehricht“ „Stallmaterial“<br />
ng/kg TS<br />
ng/kg uS<br />
PCB 77 35,9 777<br />
PCB 81 < 10,0 36,6<br />
PCB 105 125 710<br />
PCB 114 5,47 35,8<br />
PCB 118 693 2150<br />
PCB 123 17,3 33,1<br />
PCB 126 87,1 40,6<br />
PCB 156 531 354<br />
PCB 157 78,9 54,0<br />
PCB 167 344 223<br />
PCB 169 16,1 < 4,84<br />
PCB 189 117 53,8<br />
WHO-dl-PCB-TEQ (lower bound) 9,25 4,26<br />
WHO-dl-PCB-TEQ (middle bound) 9,26 4,33<br />
WHO-dl-PCB-TEQ (upper bound) 9,26 4,40<br />
2,3,7,8-TCDD < 0,050 n. u.<br />
1,2,3,7,8-PeCDD < 0,100 n. u.<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDD 0,240 n. u.<br />
1,2,3,6,7,8-HxCDD 0,400 n. u.<br />
1,2,3,7,8,9-HxCDD 0,390 n. u.<br />
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 5,78 n. u.<br />
OCDD 32,6 n. u.<br />
2,3,7,8-TCDF 0,750 n. u.<br />
1,2,3,7,8-PeCDF 0,680 n. u.<br />
2,3,4,7,8-PeCDF 0,440 n. u.<br />
1,2,3,4,7,8-HxCDF 1,76 n. u.<br />
1,2,3,6,7,8-HxCDF 1,31 n. u.<br />
2,3,4,6,7,8-HxCDF 0,840 n. u.<br />
1,2,3,7,8,9-HxCDF 0,420 n. u.<br />
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 5,33 n. u.<br />
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 1,52 n. u.<br />
OCDF 21,0 n. u.<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,906 k. A.<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,981 k. A.<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,06 k. A.<br />
198
Anhang<br />
Tabelle 35: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Grassilagen belasteter Standorte (Vordeich)<br />
1. Schnitt<br />
1. Schnitt 1. Schnitt 3. Schnitt<br />
Probe<br />
2011<br />
2010 2011 2011<br />
(300 m 3 )<br />
2.+3.Schnitt<br />
2011<br />
(500 m 3 )<br />
ng/kg FM (88 % TS)<br />
2378-TCDF 0,81 0,77 1,59 0,93 1,82<br />
2378-TCDD 0,04 0,06 < 0,03 0,04 0,07<br />
12378-PeCDF 2,06 1,79 4,05 1,60 5,02<br />
23478-PeCDF 1,11 0,88 1,87 0,97 2,03<br />
12378-PeCDD 0,21 0,08 0,25 0,12 0,26<br />
123478-HxCDF 4,16 4,42 8,41 3,63 11,39<br />
123678-HxCDF 3,12 2,75 6,06 2,73 7,92<br />
234678-HxCDF 1,77 1,81 3,67 1,30 4,61<br />
123789-HxCDF 1,29 1,01 2,74 1,20 3,51<br />
123478-HxCDD 0,29 0,07 0,20 0,13 0,29<br />
123678-HxCDD 0,40 0,32 0,71 0,17 0,79<br />
123789-HxCDD 0,31 0,27 0,57 0,15 0,66<br />
1234678-HpCDF 14,88 13,71 32,67 11,98 40,97<br />
1234789-HpCDF 5,35 5,37 10,55 3,74 13,07<br />
1234678-HpCDD 2,45 2,53 3,87 1,88 4,47<br />
OCDF 47,35 46,13 105,11 32,70 130,46<br />
OCDD 9,95 14,52 13,35 11,27 16,03<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 2,10 1,83 4,27 1,71 4,82<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 2,10 1,83 4,28 1,71 4,82<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 2,10 1,83 4,30 1,71 4,82<br />
PCB081 < 0,20 0,32 0,39 0,32 0,43<br />
PCB077 6,74 8,27 7,93 8,54 8,23<br />
PCB126 1,07 1,32 1,63 1,53 1,00<br />
PCB169 < 0,10 0,24 0,21 < 0,09 0,45<br />
PCB105 20,72 28,39 28,67 25,35 32,58<br />
PCB114 1,99 2,47 1,82 1,91 2,44<br />
PCB118 85,16 109,38 92,73 87,07 97,33<br />
PCB123 0,69 1,99 1,49 1,79 1,53<br />
PCB156 14,83 19,93 26,72 15,60 20,75<br />
PCB157 2,08 3,15 3,61 3,73 4,41<br />
PCB167 12,69 19,92 16,30 8,14 10,31<br />
PCB189 2,47 2,38 3,55 2,85 3,35<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,11 0,15 0,18 0,16 0,12<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,11 0,15 0,18 0,16 0,12<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,11 0,15 0,18 0,16 0,12<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,21 1,98 4,45 1,87 4,94<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,21 1,98 4,46 1,87 4,94<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,21 1,98 4,48 1,87 4,94<br />
TS in % 91,5 92,3 89,3 91,1 85,1<br />
199
Anhang<br />
Tabelle 36: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in dem Schnittgut für die Grassilagenherstellung (1. Schnitt,<br />
2012, Vordeichfläche, Schnitthöhe 8 cm)<br />
Schnittgut für<br />
Probe<br />
Grassilage<br />
2012<br />
ng/kg FM (88 % TS)<br />
2378-TCDF 0,21<br />
2378-TCDD
Anhang<br />
Tabelle 37: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Weideaufwuchsproben am „Anfang der Weidesaison“<br />
Probe<br />
1. Aufwuchs 1.+2.<br />
2. Aufwuchs 2. Aufwuchs<br />
2012 Aufwuchs<br />
2012 2012<br />
Nicht 2012<br />
Höheres Tieferes<br />
mähfähiges „unter<br />
Areal Areal<br />
Areal Beobachtung“<br />
ng/kg FM (88 % TS)<br />
2378-TCDF 0,18 0,08 0,11 0,19<br />
2378-TCDD < 0,02 < 0,01 < 0,01 < 0,02<br />
12378-PeCDF 0,23 0,06 0,10 0,08<br />
23478-PeCDF 0,12 0,06 0,09 0,05<br />
12378-PeCDD 0,04 0,04 0,03 0,05<br />
123478-HxCDF 0,32 0,08 0,15 0,16<br />
123678-HxCDF 0,25 0,06 0,14 0,11<br />
234678-HxCDF 0,19 0,05 0,09 0,04<br />
123789-HxCDF 0,15 0,02 0,04 0,04<br />
123478-HxCDD < 0,01 < 0,02 < 0,02 < 0,02<br />
123678-HxCDD 0,12 < 0,01 0,03 0,03<br />
123789-HxCDD 0,07 < 0,04 < 0,04 0,03<br />
1234678-HpCDF 1,10 0,26 0,69 0,57<br />
1234789-HpCDF 0,44 0,06 0,18 0,17<br />
1234678-HpCDD 0,43 0,21 0,24 0,23<br />
OCDF 3,12 0,55 2,25 1,83<br />
OCDD 2,27 0,96 1,60 1,62<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,23 0,09 0,13 0,14<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,24 0,10 0,14 0,15<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 0,25 0,11 0,14 0,16<br />
PCB081 0,31 0,25 0,36 0,19<br />
PCB077 4,71 3,88 4,84 4,43<br />
PCB126 0,54 0,51 0,77 1,11<br />
PCB169 < 0,03 < 0,03 < 0,03 0,18<br />
PCB105 13,51 11,89 14,43 13,63<br />
PCB114 0,93 1,50 1,10 1,15<br />
PCB118 47,19 41,69 48,07 48,95<br />
PCB123 0,66 0,45 0,40 0,57<br />
PCB156 8,85 7,99 9,33 9,95<br />
PCB157 1,29 1,09 1,16 1,41<br />
PCB167 4,51 2,75 4,09 5,68<br />
PCB189 1,09 0,81 0,93 0,77<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,06 0,05 0,08 0,12<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,06 0,05 0,08 0,12<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,06 0,05 0,08 0,12<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 0,29 0,14 0,21 0,26<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 0,30 0,15 0,22 0,27<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 0,31 0,16 0,22 0,28<br />
TS in % 97,7 97,0 96,2 98,3<br />
201
Anhang<br />
Tabelle 38: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Weideaufwuchsproben am „Ende der Weidesaison"<br />
1. Aufwuchs<br />
2. Aufwuchs 2. Aufwuchs<br />
2012<br />
2012 2012<br />
Probe<br />
Nicht<br />
Höheres Tieferes<br />
mähfähiges<br />
Areal Areal<br />
Areal<br />
1.+2.<br />
Aufwuchs<br />
2012<br />
„unter<br />
Beobachtung“<br />
ng/kg FM (88 % TS)<br />
2378-TCDF 0,34 0,42 1,67 0,33<br />
2378-TCDD < 0,02 < 0,02 0,08 0,03<br />
12378-PeCDF 0,40 0,76 3,28 0,54<br />
23478-PeCDF 0,17 0,46 2,21 0,26<br />
12378-PeCDD 0,11 0,06 0,25 < 0,02<br />
123478-HxCDF 0,79 1,48 7,83 0,92<br />
123678-HxCDF 0,53 1,04 5,12 0,67<br />
234678-HxCDF 0,29 0,59 2,99 0,46<br />
123789-HxCDF 0,18 0,37 2,44 0,15<br />
123478-HxCDD 0,04 0,06 0,12 < 0,01<br />
123678-HxCDD 0,06 0,04 0,66 < 0,04<br />
123789-HxCDD 0,06 0,14 0,37 < 0,04<br />
1234678-HpCDF 2,37 5,20 25,04 3,29<br />
1234789-HpCDF 0,85 1,73 9,27 1,03<br />
1234678-HpCDD 0,49 0,96 4,36 0,85<br />
OCDF 7,59 15,57 97,90 11,35<br />
OCDD 2,78 5,05 29,21 4,74<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,44 0,72 3,64 0,43<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,45 0,73 3,64 0,45<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 0,46 0,74 3,64 0,46<br />
PCB081 0,28 0,20 0,48 0,23<br />
PCB077 5,69 6,51 12,77 6,65<br />
PCB126 1,06 1,13 2,05 1,29<br />
PCB169 0,22 < 0,04 < 0,13 0,14<br />
PCB105 23,46 28,32 41,54 19,00<br />
PCB114 0,85 1,36 1,60 0,79<br />
PCB118 77,70 87,24 154,44 70,20<br />
PCB123 1,15 1,08 1,85 0,73<br />
PCB156 13,26 15,92 36,41 12,64<br />
PCB157 1,78 1,90 6,61 1,80<br />
PCB167 5,97 7,16 18,58 6,83<br />
PCB189 1,41 1,76 5,74 1,67<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,12 0,12 0,21 0,14<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,12 0,12 0,22 0,14<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,12 0,12 0,22 0,14<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 0,56 0,84 3,85 0,57<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 0,57 0,85 3,86 0,59<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 0,58 0,86 3,86 0,60<br />
TS in % 88,3 86,4 86,2 85,7<br />
202
Anhang<br />
Tabelle 39: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den unbelasteten Futtermitteln<br />
Probe<br />
Maissilage<br />
2010<br />
Maissilage<br />
2011<br />
Erbsensilage<br />
2011<br />
Grassilage<br />
2011<br />
2.Schnitt<br />
Kraftfutter<br />
ng/kg FM (88 % TS)<br />
2378-TCDF 0,33 0,20 0,21 0,22 0,15<br />
2378-TCDD < 0,01 < 0,04 < 0,01 < 0,01 0,02<br />
12378-PeCDF 0,06 0,11 0,07 0,22 0,04<br />
23478-PeCDF 0,12 0,17 < 0,03 0,18 < 0,03<br />
12378-PeCDD < 0,03 0,16 < 0,03 < 0,01 < 0,02<br />
123478-HxCDF 0,10 0,16 0,10 0,53 < 0,01<br />
123678-HxCDF 0,08 0,15 0,08 0,39 < 0,01<br />
234678-HxCDF 0,09 0,24 0,13 0,22 < 0,01<br />
123789-HxCDF < 0,03 0,18 < 0,01 0,14 < 0,01<br />
123478-HxCDD 0,05 0,09 0,07 0,03 < 0,01<br />
123678-HxCDD 0,09 0,24 0,13 0,19 0,13<br />
123789-HxCDD 0,08 0,25 0,20 0,16 0,03<br />
1234678-HpCDF 0,31 0,30 0,34 1,92 < 0,06<br />
1234789-HpCDF 0,08 < 0,01 < 0,01 0,51 < 0,01<br />
1234678-HpCDD 0,72 0,38 1,76 1,37 0,40<br />
OCDF 1,96 0,98 0,93 5,22 0,13<br />
OCDD 2,95 1,30 16,48 7,82 0,43<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,13 0,37 0,12 0,29 0,06<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,15 0,39 0,15 0,30 0,07<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 0,18 0,41 0,17 0,31 0,09<br />
PCB081 < 0,09 < 0,09 < 0,11 n. u. < 0,10<br />
PCB077 2,97 2,18 4,24 n. u. 1,20<br />
PCB126 0,87 0,59 0,97 n. u. < 0,09<br />
PCB169 < 0,17 < 0,17 < 0,03 n. u. < 0,01<br />
PCB105 11,66 5,96 11,33 n. u. 4,13<br />
PCB114 0,77 0,73 0,67 n. u. 0,59<br />
PCB118 70,12 26,25 38,65 n. u. 15,65<br />
PCB123 0,59 0,33 0,87 n. u. 0,32<br />
PCB156 23,72 4,49 6,12 n. u. 2,82<br />
PCB157 2,26 0,56 0,95 n. u. 0,00<br />
PCB167 14,84 2,40 4,58 n. u. 1,18<br />
PCB189 4,24 0,79 1,09 n. u. < 0,01<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,10 0,06 0,10 k. A. 0,00<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,10 0,06 0,10 k. A. 0,01<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,10 0,07 0,10 k. A. 0,01<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 0,23 0,43 0,22 k. A. 0,06<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 0,25 0,45 0,25 k. A. 0,08<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 0,28 0,48 0,27 k. A. 0,10<br />
TS in % 91,6 89,4 88,5 91,8 86,8<br />
203
Anhang<br />
Tabelle 40: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Kolostrumproben<br />
Probe (Kolostrum) F I a F I b F I c F II F III<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,20 0,43 0,43 0,08 0,14<br />
2378-TCDD 0,36 0,28 0,19 0,23 0,21<br />
12378-PeCDF 0,66 0,88 0,53 0,19 0,49<br />
23478-PeCDF 6,27 3,89 5,94 3,79 4,80<br />
12378-PeCDD 0,81 0,58 0,83 0,55 0,63<br />
123478-HxCDF 24,54 14,11 24,70 14,79 21,37<br />
123678-HxCDF 12,64 8,12 12,79 6,61 9,94<br />
234678-HxCDF 4,23 2,04 4,60 2,24 3,07<br />
123789-HxCDF 0,56 0,45 0,34 0,11 0,48<br />
123478-HxCDD 0,99 0,42 0,91 0,39 0,65<br />
123678-HxCDD 3,06 1,75 2,97 1,55 1,52<br />
123789-HxCDD 1,04 0,70 1,03 0,38 0,66<br />
1234678-HpCDF 13,38 5,86 14,51 3,16 10,60<br />
1234789-HpCDF 5,40 2,98 6,44 1,18 4,94<br />
1234678-HpCDD 4,38 1,53 4,56 1,32 2,73<br />
OCDF 9,06 2,34 5,17 0,57 3,00<br />
OCDD 3,42 1,12 2,95 1,14 1,64<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 8,03 4,96 7,85 4,59 6,26<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 8,03 4,96 7,85 4,59 6,26<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 8,03 4,96 7,85 4,59 6,26<br />
PCB081 1,11 1,03 1,83 0,76 0,88<br />
PCB077 1,41 2,04 2,55 2,35 2,11<br />
PCB126 26,91 19,55 28,37 20,66 17,18<br />
PCB169 7,37 3,98 7,08 5,01 3,77<br />
PCB105 250,79 208,20 238,20 208,73 218,58<br />
PCB114 34,94 26,05 32,83 25,83 27,82<br />
PCB118 2587,70 1840,96 2375,82 1844,52 1761,77<br />
PCB123 30,96 21,50 32,93 21,69 21,85<br />
PCB156 530,08 340,39 482,86 344,65 369,97<br />
PCB157 105,57 68,03 99,22 69,56 72,95<br />
PCB167 413,82 228,37 397,32 277,34 274,09<br />
PCB189 68,51 33,88 66,12 39,64 50,54<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 3,03 2,16 3,16 2,30 1,92<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 3,03 2,16 3,16 2,30 1,92<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 3,03 2,16 3,16 2,30 1,92<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 11,06 7,12 11,01 6,89 8,18<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 11,06 7,12 11,01 6,89 8,18<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 11,06 7,12 11,01 6,89 8,18<br />
Fettgehalt in % 5,4 1,9 0,9 3,0 2,3<br />
204
Anhang<br />
Tabelle 41: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Proben der „Reifen Milch"<br />
Probe („Reife Milch“) F I a F I b F I c F II F III a F III b<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,09 0,09 0,20 0,03 0,05 0,01<br />
2378-TCDD 0,21 0,17 0,46 0,18 0,19 0,17<br />
12378-PeCDF 0,13 0,17 0,22 0,07 0,06 0,06<br />
23478-PeCDF 3,65 3,10 5,42 2,04 3,24 3,43<br />
12378-PeCDD 0,50 0,53 0,64 0,37 0,37 0,46<br />
123478-HxCDF 8,15 7,10 11,93 5,38 7,98 8,00<br />
123678-HxCDF 5,25 4,81 7,33 3,20 5,59 6,74<br />
234678-HxCDF 1,23 1,42 1,79 1,06 1,53 1,56<br />
123789-HxCDF 0,08 0,13 0,11 0,09 0,05 0,04<br />
123478-HxCDD 0,29 0,48 0,55 0,26 0,33 0,31<br />
123678-HxCDD 1,24 2,97 1,61 0,91 1,23 1,37<br />
123789-HxCDD 0,63 1,05 0,76 0,34 0,38 0,45<br />
1234678-HpCDF 2,17 5,67 3,09 1,24 2,00 2,05<br />
1234789-HpCDF 1,02 1,78 1,46 0,35 0,64 0,77<br />
1234678-HpCDD 1,16 255,10 3,14 0,78 0,97 0,75<br />
OCDF 0,56 26,90 1,40 0,45 0,13 0,19<br />
OCDD 0,63 1774,65 22,05 0,99 1,37 1,15<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 3,55 6,61 5,24 2,32 3,28 3,54<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 3,55 6,61 5,24 2,32 3,28 3,54<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 3,55 6,61 5,24 2,32 3,28 3,54<br />
PCB081 0,48 0,43 0,73 0,29 0,48 0,33<br />
PCB077 0,86 2,15 1,03 2,21 2,39 1,61<br />
PCB126 13,03 13,38 20,14 20,56 13,77 12,43<br />
PCB169 2,63 2,99 3,79 4,35 2,75 2,22<br />
PCB105 140,59 153,55 167,32 134,02 159,80 151,30<br />
PCB114 16,47 20,25 22,84 18,45 22,42 23,89<br />
PCB118 1064,26 1350,71 1470,67 1260,85 1142,75 1174,89<br />
PCB123 14,13 16,27 19,88 13,20 12,69 12,79<br />
PCB156 228,71 276,82 312,92 301,89 242,66 263,19<br />
PCB157 45,56 53,56 63,64 51,56 46,48 50,14<br />
PCB167 120,24 135,44 178,81 167,35 127,10 138,21<br />
PCB189 22,61 26,44 31,15 35,72 26,18 29,03<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,43 1,49 2,20 2,25 1,51 1,37<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,43 1,49 2,20 2,25 1,51 1,37<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,43 1,49 2,20 2,25 1,51 1,37<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 4,98 8,10 7,44 4,57 4,79 4,91<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 4,98 8,10 7,44 4,57 4,79 4,91<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 4,98 8,10 7,44 4,57 4,79 4,91<br />
Fettgehalt in % 4,8 3,6 3,5 3,5 3,0 4,3<br />
205
Anhang<br />
Tabelle 42: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben von den Färsen aus der Gruppe F I<br />
Probe<br />
F I F I F I F I F I F I<br />
M 1/26 M 2/26 M 3/26 M 4/26 M 5/26 M 6/26<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,03 0,04 0,04 < 0,02 < 0,04 0,02<br />
2378-TCDD 0,13 0,07 0,08 0,10 0,07 0,17<br />
12378-PeCDF 0,02 0,04 0,03 0,01 0,02 0,03<br />
23478-PeCDF 1,45 1,51 1,50 1,48 1,42 1,23<br />
12378-PeCDD 0,18 0,26 0,26 0,22 0,24 0,27<br />
123478-HxCDF 4,19 3,64 4,27 3,55 3,54 3,80<br />
123678-HxCDF 1,78 2,25 2,25 2,05 2,17 2,10<br />
234678-HxCDF 0,69 0,75 0,63 0,63 0,60 0,67<br />
123789-HxCDF 0,03 0,05 0,02 0,01 0,03 0,02<br />
123478-HxCDD 0,17 0,26 0,31 0,25 0,12 0,22<br />
123678-HxCDD 0,74 0,63 0,86 0,63 0,79 0,71<br />
123789-HxCDD 0,13 0,17 0,25 0,24 0,21 0,24<br />
1234678-HpCDF 1,14 1,47 1,44 1,32 1,11 1,41<br />
1234789-HpCDF 0,49 0,55 0,42 0,46 0,45 0,41<br />
1234678-HpCDD 0,98 1,18 0,95 1,06 0,63 0,69<br />
OCDF 0,20 0,48 0,28 0,48 0,26 0,17<br />
OCDD 0,86 1,10 0,99 0,75 0,59 0,70<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,55 1,60 1,68 1,53 1,50 1,61<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,55 1,60 1,68 1,53 1,51 1,61<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,55 1,60 1,68 1,53 1,51 1,61<br />
PCB081 0,24 0,21 0,23 0,19 0,19 0,18<br />
PCB077 1,20 0,85 0,85 1,09 0,76 0,74<br />
PCB126 11,26 12,14 12,49 11,76 11,53 10,57<br />
PCB169 3,54 2,91 4,29 2,76 3,10 3,17<br />
PCB105 94,90 118,51 120,52 98,27 97,16 108,69<br />
PCB114 17,08 17,24 20,31 15,07 16,03 16,13<br />
PCB118 973,70 1034,76 1202,02 943,70 986,86 959,47<br />
PCB123 12,52 13,12 13,43 11,88 11,43 10,77<br />
PCB156 281,68 288,69 372,10 239,19 263,03 268,76<br />
PCB157 50,77 52,26 64,90 44,62 48,22 48,76<br />
PCB167 153,04 144,89 174,71 111,05 134,69 118,51<br />
PCB189 46,02 45,40 63,26 37,44 36,91 40,12<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,28 1,35 1,44 1,30 1,29 1,20<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,28 1,35 1,44 1,30 1,29 1,20<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,28 1,35 1,44 1,30 1,29 1,20<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,83 2,95 3,12 2,83 2,79 2,81<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,83 2,95 3,12 2,83 2,80 2,81<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,83 2,95 3,12 2,83 2,80 2,81<br />
Fettgehalt in % 13,4 6,4 7,5 16,3 15,9 17,2<br />
206
Anhang<br />
Fortsetzung der Tabelle 42:<br />
Probe<br />
F I<br />
M 7/26<br />
F I<br />
M 8/26<br />
F I<br />
M 9/26<br />
F I<br />
M 10/26<br />
F I<br />
M 11/26<br />
F I<br />
M 12/26<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF < 0,02 0,04 0,06 < 0,03 < 0,03 0,05<br />
2378-TCDD 0,06 0,07 0,08 0,09 0,06 0,08<br />
12378-PeCDF 0,02 0,02 < 0,01 0,02 0,04 0,01<br />
23478-PeCDF 1,49 0,99 1,17 1,29 1,24 1,04<br />
12378-PeCDD 0,20 0,24 0,20 0,18 0,17 0,23<br />
123478-HxCDF 3,89 1,94 2,45 3,06 3,76 2,19<br />
123678-HxCDF 2,16 1,24 1,62 1,78 1,93 1,51<br />
234678-HxCDF 0,59 0,43 0,47 0,50 0,60 0,41<br />
123789-HxCDF < 0,02 0,01 0,05 < 0,01 < 0,02 0,02<br />
123478-HxCDD 0,14 0,13 0,10 0,21 0,25 0,16<br />
123678-HxCDD 0,77 0,54 0,40 0,58 0,64 0,52<br />
123789-HxCDD 0,18 0,20 0,16 0,27 0,26 0,21<br />
1234678-HpCDF 1,06 1,04 1,18 1,32 1,85 1,08<br />
1234789-HpCDF 0,44 0,39 0,42 0,45 0,52 0,38<br />
1234678-HpCDD 0,69 0,64 0,62 0,90 1,08 0,64<br />
OCDF 0,18 0,17 0,34 0,20 0,27 0,22<br />
OCDD 0,44 0,72 0,51 0,73 0,84 0,48<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,50 1,08 1,18 1,32 1,38 1,15<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,50 1,08 1,18 1,33 1,38 1,15<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,51 1,08 1,18 1,33 1,39 1,15<br />
PCB081 0,18 0,23 0,34 0,21 0,29 0,17<br />
PCB077 0,98 0,80 1,39 0,76 0,70 0,67<br />
PCB126 10,77 11,32 14,42 11,99 11,00 12,08<br />
PCB169 3,41 2,44 2,62 3,52 3,86 2,30<br />
PCB105 97,64 125,66 143,50 103,33 108,17 133,96<br />
PCB114 17,80 15,03 15,27 16,71 15,14 16,78<br />
PCB118 1028,97 855,00 961,66 951,55 953,96 982,61<br />
PCB123 12,18 9,96 12,25 9,33 10,36 9,93<br />
PCB156 317,67 195,48 217,68 323,51 298,72 212,16<br />
PCB157 56,10 34,51 38,57 55,78 51,94 37,71<br />
PCB167 149,79 94,81 106,33 151,55 163,78 116,51<br />
PCB189 47,97 25,94 29,70 57,28 48,82 25,83<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,23 1,25 1,57 1,35 1,27 1,32<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,23 1,25 1,57 1,35 1,27 1,32<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,23 1,25 1,57 1,35 1,27 1,32<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,73 2,33 2,75 2,67 2,65 2,47<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,73 2,33 2,75 2,68 2,65 2,47<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,74 2,33 2,75 2,68 2,66 2,47<br />
Fettgehalt in % 11,4 12,7 17,6 16,3 19,6 24,4<br />
207
Anhang<br />
Fortsetzung Tabelle 42:<br />
Probe<br />
F I<br />
M 13/26<br />
F I<br />
M 14/26<br />
F I<br />
M 15/26<br />
F I<br />
M 16/26<br />
F I<br />
M 17/26<br />
F I<br />
M 18/26<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,06 0,07 0,10 0,09 0,11 0,09<br />
2378-TCDD < 0,03 0,09 0,09 0,03 0,09 0,06<br />
12378-PeCDF 0,03 0,03 0,02 0,06 0,06 0,07<br />
23478-PeCDF 1,32 1,13 1,49 1,66 1,70 1,45<br />
12378-PeCDD 0,16 0,16 0,26 0,30 0,24 0,24<br />
123478-HxCDF 3,35 2,98 4,01 3,96 4,47 3,96<br />
123678-HxCDF 1,78 1,72 2,34 2,65 2,38 2,34<br />
234678-HxCDF 0,62 0,44 0,53 0,62 0,63 0,76<br />
123789-HxCDF < 0,01 < 0,03 < 0,02 < 0,02 < 0,01 < 0,01<br />
123478-HxCDD 0,19 0,17 0,15 0,16 0,19 0,18<br />
123678-HxCDD 0,64 0,69 0,58 0,52 0,63 0,68<br />
123789-HxCDD 0,16 0,20 0,22 0,16 0,23 0,18<br />
1234678-HpCDF 1,33 1,22 1,62 1,25 1,36 1,13<br />
1234789-HpCDF 0,40 0,35 0,54 0,36 0,48 0,43<br />
1234678-HpCDD 0,86 0,78 0,97 0,47 0,72 0,55<br />
OCDF 0,19 0,08 0,35 0,19 0,13 0,23<br />
OCDD 0,69 0,53 2,57 0,60 0,69 0,64<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,26 1,24 1,62 1,67 1,73 1,58<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,28 1,24 1,62 1,67 1,73 1,58<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,29 1,24 1,62 1,67 1,73 1,58<br />
PCB081 0,30 0,22 0,29 0,22 0,44 0,21<br />
PCB077 0,89 0,89 1,23 1,61 2,11 1,69<br />
PCB126 10,86 10,59 11,39 12,67 16,49 10,28<br />
PCB169 3,40 2,88 3,16 3,04 4,13 3,44<br />
PCB105 109,89 101,23 119,14 122,24 124,23 109,18<br />
PCB114 16,18 14,11 16,39 15,98 22,67 16,56<br />
PCB118 950,16 844,65 942,18 1003,06 1283,21 999,53<br />
PCB123 11,60 9,82 11,18 11,54 15,38 12,05<br />
PCB156 291,89 265,24 257,69 255,27 360,22 282,60<br />
PCB157 51,19 45,93 47,08 46,59 64,21 51,96<br />
PCB167 139,12 154,20 129,05 141,08 199,82 127,69<br />
PCB189 45,53 44,44 39,01 35,32 50,81 40,40<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,24 1,19 1,28 1,41 1,84 1,18<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,24 1,19 1,28 1,41 1,84 1,18<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,24 1,19 1,28 1,41 1,84 1,18<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,50 2,43 2,90 3,08 3,57 2,76<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,52 2,43 2,90 3,08 3,57 2,76<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,53 2,43 2,90 3,08 3,57 2,76<br />
Fettgehalt in % 19,1 16,0 10,4 8,22 6,1 7,3<br />
208
Anhang<br />
Fortsetzung Tabelle 42:<br />
Probe<br />
F I<br />
M 19/26<br />
F I<br />
M 20/26<br />
F I<br />
M 21/26<br />
F I<br />
M 22/26<br />
F I<br />
M 23/26<br />
F I<br />
M 24/26<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,10 0,10 0,03 0,06 0,03 0,02<br />
2378-TCDD 0,13 < 0,05 0,06 0,07 0,05 0,07<br />
12378-PeCDF 0,06 < 0,03 0,02 0,03 0,02 < 0,02<br />
23478-PeCDF 1,56 1,35 1,17 1,25 0,69 1,11<br />
12378-PeCDD 0,25 0,20 0,17 0,19 0,12 0,12<br />
123478-HxCDF 4,13 4,02 3,25 3,50 1,49 2,97<br />
123678-HxCDF 2,19 2,03 1,70 1,70 1,07 2,05<br />
234678-HxCDF 0,63 0,69 0,52 0,57 0,28 0,57<br />
123789-HxCDF 0,04 0,03 < 0,02 0,02 < 0,04 < 0,02<br />
123478-HxCDD 0,23 0,18 0,20 0,20 0,12 0,12<br />
123678-HxCDD 0,71 0,69 0,53 0,56 0,28 0,52<br />
123789-HxCDD 0,18 0,29 0,14 0,14 0,15 0,07<br />
1234678-HpCDF 1,14 1,26 0,81 0,70 0,62 1,16<br />
1234789-HpCDF 0,48 0,42 0,39 0,39 0,26 0,37<br />
1234678-HpCDD 0,55 0,58 0,52 0,62 0,46 0,63<br />
OCDF 0,27 0,24 0,16 0,18 0,08 0,16<br />
OCDD 1,02 0,79 0,38 0,48 0,36 0,62<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,69 1,42 1,24 1,33 0,73 1,18<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,69 1,45 1,24 1,33 0,74 1,18<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,69 1,47 1,24 1,33 0,74 1,18<br />
PCB081 0,19 0,23 0,15 0,22 0,19 0,18<br />
PCB077 1,49 1,96 0,85 1,16 0,99 1,16<br />
PCB126 12,63 10,57 8,56 9,38 8,94 9,26<br />
PCB169 3,86 3,50 2,60 2,96 1,89 3,05<br />
PCB105 116,93 100,66 80,29 95,86 88,47 82,68<br />
PCB114 18,71 17,72 11,93 15,15 10,92 15,54<br />
PCB118 1174,24 1042,76 746,59 921,26 634,05 859,32<br />
PCB123 13,82 11,07 8,47 9,76 7,18 7,88<br />
PCB156 348,34 338,28 223,16 258,06 158,14 230,44<br />
PCB157 60,87 57,22 37,82 43,99 28,30 41,27<br />
PCB167 186,38 158,09 118,71 129,89 91,10 166,94<br />
PCB189 48,41 53,68 38,24 39,73 21,38 33,87<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,44 1,22 0,97 1,07 0,98 1,06<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,44 1,22 0,97 1,07 0,98 1,06<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,44 1,22 0,97 1,07 0,98 1,06<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 3,13 2,64 2,21 2,40 1,71 2,24<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 3,13 2,67 2,21 2,40 1,72 2,24<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 3,13 2,69 2,21 2,40 1,72 2,24<br />
Fettgehalt in % 8,1 5,1 8,1 7,2 9,2 3,6<br />
209
Anhang<br />
Fortsetzung Tabelle 42:<br />
Probe<br />
F I<br />
M 25/26<br />
F I<br />
M 26/26<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF < 0,01 < 0,02<br />
2378-TCDD < 0,10 0,04<br />
12378-PeCDF 0,04 < 0,03<br />
23478-PeCDF 1,07 0,56<br />
12378-PeCDD 0,16 0,12<br />
123478-HxCDF 2,85 1,08<br />
123678-HxCDF 1,77 0,54<br />
234678-HxCDF 0,55 0,27<br />
123789-HxCDF < 0,02 0,08<br />
123478-HxCDD 0,16 0,19<br />
123678-HxCDD 0,43 0,28<br />
123789-HxCDD 0,13 0,20<br />
1234678-HpCDF 1,10 0,52<br />
1234789-HpCDF 0,28 0,22<br />
1234678-HpCDD 0,59 0,57<br />
OCDF 0,29 0,40<br />
OCDD 0,91 0,92<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,09 0,61<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,14 0,61<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,19 0,61<br />
PCB081 0,31 0,54<br />
PCB077 1,82 1,70<br />
PCB126 9,57 11,92<br />
PCB169 2,72 2,78<br />
PCB105 88,62 124,58<br />
PCB114 15,38 14,59<br />
PCB118 812,69 724,42<br />
PCB123 8,89 10,00<br />
PCB156 225,50 183,35<br />
PCB157 41,07 33,37<br />
PCB167 159,87 98,24<br />
PCB189 38,04 28,79<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,08 1,31<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,08 1,31<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,08 1,31<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 2,17 1,92<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 2,22 1,92<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 2,27 1,92<br />
Fettgehalt in % 2,1 9,1<br />
210
Anhang<br />
Tabelle 43: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben von den Färsen aus der Gruppe F II<br />
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<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,04 0,07 0,06 0,04 0,05 0,03<br />
2378-TCDD 0,09 0,11 0,12 0,09 0,14 0,09<br />
12378-PeCDF 0,05 0,09 0,04 0,04 0,08 0,04<br />
23478-PeCDF 1,55 1,87 2,41 1,61 2,06 1,11<br />
12378-PeCDD 0,29 0,27 0,29 0,20 0,19 0,22<br />
123478-HxCDF 4,28 4,76 5,57 3,80 5,83 3,10<br />
123678-HxCDF 2,28 2,41 2,89 1,93 2,94 1,46<br />
234678-HxCDF 0,56 0,67 0,93 0,60 1,18 0,60<br />
123789-HxCDF < 0,01 0,08 0,04 0,02 < 0,05 0,05<br />
123478-HxCDD < 0,03 0,29 0,28 0,17 0,23 0,23<br />
123678-HxCDD 0,53 0,94 1,02 0,60 1,05 0,47<br />
123789-HxCDD 0,15 0,28 0,16 0,13 0,19 0,17<br />
1234678-HpCDF 0,89 1,52 1,63 0,90 2,14 1,17<br />
1234789-HpCDF 0,33 0,51 0,48 0,31 0,58 0,38<br />
1234678-HpCDD 0,53 1,25 1,32 0,65 1,49 1,21<br />
OCDF 0,37 0,49 0,31 0,18 0,36 0,19<br />
OCDD 1,18 1,36 1,24 0,76 1,55 1,14<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,65 1,93 2,26 1,52 2,14 1,28<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,65 1,93 2,26 1,52 2,14 1,28<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,65 1,93 2,26 1,52 2,15 1,28<br />
PCB081 0,27 0,35 0,41 0,28 0,29 0,88<br />
PCB077 2,49 2,08 1,71 1,54 2,32 3,09<br />
PCB126 14,71 21,87 26,48 14,96 24,73 13,80<br />
PCB169 3,56 4,52 5,82 3,66 5,86 3,32<br />
PCB105 97,98 173,86 200,32 103,90 174,87 177,19<br />
PCB114 18,96 19,39 23,05 14,15 20,91 18,87<br />
PCB118 1267,52 1269,48 1553,97 930,76 1390,43 906,08<br />
PCB123 12,45 13,60 16,91 10,06 13,14 12,36<br />
PCB156 300,06 376,01 478,82 258,51 472,94 272,53<br />
PCB157 55,52 63,36 80,36 44,50 78,29 46,35<br />
PCB167 183,75 200,53 261,56 131,72 208,51 124,67<br />
PCB189 43,23 52,92 67,85 38,82 73,63 43,81<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,64 2,39 2,90 1,65 2,72 1,53<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,64 2,39 2,90 1,65 2,72 1,53<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,64 2,39 2,90 1,65 2,72 1,53<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 3,29 4,32 5,16 3,17 4,86 2,81<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 3,29 4,32 5,16 3,17 4,86 2,81<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 3,29 4,32 5,16 3,17 4,87 2,81<br />
Fettgehalt in % 1,2 6,9 4,8 4,3 3,2 3,4<br />
211
Anhang<br />
Fortsetzung Tabelle 43:<br />
Probe FII M 7/9 FII M 8/9 FII M 8/9 FII M 9/9<br />
pg/g Fett<br />
pg/g<br />
Erzeugnis<br />
2378-TCDF 0,03 < 0,001 < 0,03 0,02<br />
2378-TCDD 0,07 < 0,001 < 0,02 0,09<br />
12378-PeCDF 0,05 0,001 0,08 0,03<br />
23478-PeCDF 1,37 0,016 1,09 1,15<br />
12378-PeCDD 0,27 0,002 0,16 0,17<br />
123478-HxCDF 3,17 0,034 2,32 3,57<br />
123678-HxCDF 1,85 0,017 1,12 1,90<br />
234678-HxCDF 0,65 0,013 0,88 0,68<br />
123789-HxCDF < 0,01 < 0,001 0,02 < 0,02<br />
123478-HxCDD 0,07 < 0,001 < 0,04 0,15<br />
123678-HxCDD 0,78 0,007 0,47 0,66<br />
123789-HxCDD 0,19 0,001 0,09 0,13<br />
1234678-HpCDF 1,15 0,015 0,98 1,31<br />
1234789-HpCDF 0,54 0,004 0,26 0,51<br />
1234678-HpCDD 1,09 0,025 1,70 0,99<br />
OCDF 0,30 0,004 0,30 0,20<br />
OCDD 1,24 0,054 3,62 1,36<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 1,45 0,014 1,01 1,35<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 1,46 0,015 1,02 1,35<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 1,46 0,016 1,04 1,35<br />
PCB081 0,81 0,017 1,12 0,80<br />
PCB077 2,86 0,080 5,42 2,37<br />
PCB126 18,42 0,204 13,80 16,37<br />
PCB169 4,67 0,052 3,53 3,52<br />
PCB105 214,57 3,124 211,45 195,18<br />
PCB114 23,75 0,354 23,99 21,57<br />
PCB118 1204,95 13,917 942,08 1060,74<br />
PCB123 16,14 0,197 13,34 14,44<br />
PCB156 350,43 4,672 316,25 300,96<br />
PCB157 61,66 0,727 49,19 52,74<br />
PCB167 160,64 2,398 162,31 152,26<br />
PCB189 54,91 0,724 49,00 44,68<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 2,05 0,023 1,54 1,80<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 2,05 0,023 1,54 1,80<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 2,05 0,023 1,54 1,80<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 3,50 0,037 2,55 3,15<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 3,51 0,038 2,56 3,15<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 3,51 0,039 2,58 3,15<br />
Fettgehalt in % 4,2 1,5 1,5 7,1<br />
212
Anhang<br />
Tabelle 44: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben von den Färsen aus der<br />
Gruppe F III<br />
F III F III F III F III F III<br />
Probe<br />
M 1/16 M 2/16 M 3/16 M 4/16 M 5/16<br />
F III<br />
M 6/16<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,03 < 0,01 < 0,02 < 0,04 0,06 0,10<br />
2378-TCDD 0,16 0,12 0,06 0,20 0,07 0,09<br />
12378-PeCDF 0,12 0,07 < 0,03 0,08 0,09 < 0,02<br />
23478-PeCDF 2,13 2,02 1,77 3,14 2,13 1,78<br />
12378-PeCDD 0,36 0,41 0,19 0,44 0,26 0,23<br />
123478-HxCDF 5,35 5,58 4,53 8,50 5,12 5,69<br />
123678-HxCDF 3,65 3,43 2,27 5,06 3,26 3,37<br />
234678-HxCDF 0,92 0,88 0,79 1,24 0,79 0,81<br />
123789-HxCDF 0,10 0,06 0,03 0,04 0,11 < 0,02<br />
123478-HxCDD 0,19 0,21 0,19 0,26 0,27 0,27<br />
123678-HxCDD 1,09 0,51 0,59 1,19 0,71 0,69<br />
123789-HxCDD 0,29 0,13 0,06 0,29 0,39 0,13<br />
1234678-HpCDF 1,68 1,28 1,42 2,45 1,65 1,84<br />
1234789-HpCDF 0,74 0,49 0,40 0,87 0,71 0,52<br />
1234678-HpCDD 0,54 0,48 0,55 0,81 0,98 0,58<br />
OCDF 0,56 0,40 0,16 0,35 0,71 0,28<br />
OCDD 0,81 0,66 0,50 0,60 1,72 1,00<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 2,35 2,24 1,65 3,28 2,08 1,99<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 2,35 2,24 1,65 3,29 2,08 1,99<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 2,35 2,24 1,65 3,29 2,08 1,99<br />
PCB081 0,47 0,20 0,34 0,24 0,14 0,37<br />
PCB077 1,93 1,46 0,85 0,94 3,77 2,47<br />
PCB126 11,89 10,99 10,27 14,15 13,30 9,23<br />
PCB169 2,81 3,01 2,31 4,07 3,20 3,15<br />
PCB105 165,05 116,74 135,81 154,74 139,54 122,75<br />
PCB114 22,32 19,50 21,87 24,66 21,40 20,42<br />
PCB118 1168,10 1213,69 1075,39 1502,25 1114,22 1052,49<br />
PCB123 14,88 13,82 13,59 17,64 14,95 11,20<br />
PCB156 299,51 317,00 279,46 451,08 325,44 348,20<br />
PCB157 48,53 54,02 45,71 67,90 55,00 58,70<br />
PCB167 132,20 170,67 121,68 212,06 173,87 150,47<br />
PCB189 38,38 42,84 36,32 58,41 53,09 57,67<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,33 1,25 1,15 1,61 1,48 1,07<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,33 1,25 1,15 1,61 1,48 1,07<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,33 1,25 1,15 1,61 1,48 1,07<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 3,68 3,49 2,80 4,89 3,56 3,06<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 3,68 3,49 2,80 4,90 3,56 3,06<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 3,68 3,49 2,80 4,90 3,56 3,06<br />
Fettgehalt in % 12,57 4,96 9,77 7,12 3,5 3,8<br />
213
Anhang<br />
Fortsetzung Tabelle 44:<br />
Probe<br />
pg/g Fett<br />
F III<br />
M 7/16<br />
F III<br />
M 8/16<br />
F III<br />
M 9/16<br />
F III<br />
M 10/16<br />
F III<br />
M 11/16<br />
F III<br />
M 12/16<br />
pg/g<br />
Erzeugnis<br />
2378-TCDF 0,02 0,03
Anhang<br />
Fortsetzung Tabelle 44:<br />
Probe<br />
pg/g Fett<br />
F III<br />
M 12/16<br />
F III<br />
M 13/16<br />
F III<br />
M 14/16<br />
F III<br />
M 15/16<br />
pg/g<br />
Erzeugnis<br />
F III<br />
M 15/16<br />
F III<br />
M 16/16<br />
2378-TCDF
Anhang<br />
Tabelle 45: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberpoolproben von den Färsen aus den Gruppen F I -<br />
III<br />
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<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,20 < 0,04 0,05 0,09 0,14 0,16<br />
2378-TCDD 0,15 0,10 0,12 0,06 0,30
Anhang<br />
Tabelle 46: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in Muskulatur- und Leberproben von der Färse F 0, dem<br />
Absetzer A und den totgeborenen Kälbern<br />
Probe<br />
F 0 Absetzer A Totgeborene Kälber<br />
Muskulatur Leber Muskulatur Leber Muskulatur Leber<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,11 0,04 0,12 0,08
Anhang<br />
Tabelle 47: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Muskulaturproben von den Altkühen (AK 1 – 6)<br />
Probe AK 1 AK 2 AK 3 AK 4 AK 5 AK 6<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,09 0,07 0,10 0,11 0,22 0,11<br />
2378-TCDD 0,02 0,04 0,05 0,07 0,04 0,04<br />
12378-PeCDF 0,04 < 0,04 0,05 0,06 0,09 0,03<br />
23478-PeCDF 0,55 0,79 0,84 0,90 0,51 0,70<br />
12378-PeCDD 0,16 0,13 0,24 0,18 0,11 0,14<br />
123478-HxCDF 1,23 1,94 2,62 2,49 0,88 1,38<br />
123678-HxCDF 0,67 0,97 1,28 1,35 0,62 0,71<br />
234678-HxCDF 0,27 0,32 0,53 0,43 0,25 0,28<br />
123789-HxCDF 0,01 < 0,04 0,08 0,03 < 0,02 0,01<br />
123478-HxCDD 0,15 0,15 0,21 0,19 0,13 0,16<br />
123678-HxCDD 0,48 0,37 0,57 0,55 0,38 0,38<br />
123789-HxCDD 0,14 0,19 0,23 0,14 0,12 0,15<br />
1234678-HpCDF 0,44 0,51 0,87 1,03 0,38 0,39<br />
1234789-HpCDF 0,16 0,13 0,28 0,25 0,06 0,13<br />
1234678-HpCDD 0,74 0,62 0,88 0,78 0,51 0,60<br />
OCDF 0,15 0,11 0,41 0,20 0,07 0,26<br />
OCDD 1,00 0,75 0,90 0,97 0,51 0,74<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 0,66 0,82 1,13 1,07 0,58 0,72<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 0,66 0,82 1,13 1,07 0,58 0,72<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 0,66 0,83 1,13 1,07 0,58 0,72<br />
PCB081 0,15 0,20 0,19 0,20 0,31 0,18<br />
PCB077 0,97 1,03 0,94 1,02 1,39 1,21<br />
PCB126 8,42 8,89 8,75 8,84 7,57 8,15<br />
PCB169 1,67 1,62 2,47 2,36 1,40 1,49<br />
PCB105 67,93 74,59 72,83 83,32 75,50 79,13<br />
PCB114 7,73 10,12 9,96 10,50 7,69 8,72<br />
PCB118 482,29 647,11 651,71 599,00 485,80 561,76<br />
PCB123 5,52 6,76 6,56 7,33 5,28 6,38<br />
PCB156 130,59 156,09 194,97 185,90 123,77 137,83<br />
PCB157 21,29 25,98 30,72 28,60 20,52 22,17<br />
PCB167 74,56 64,38 100,68 79,97 75,22 86,26<br />
PCB189 24,47 21,36 41,38 41,32 22,07 23,77<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 0,92 0,97 0,98 0,99 0,82 0,89<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 0,92 0,97 0,98 0,99 0,82 0,89<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 0,92 0,97 0,98 0,99 0,82 0,89<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 1,58 1,79 2,11 2,06 1,40 1,61<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 1,58 1,79 2,11 2,06 1,40 1,61<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 1,58 1,80 2,11 2,06 1,40 1,61<br />
Fettgehalt in % 8,7 9,3 9,3 6,5 7,9 13,1<br />
218
Anhang<br />
Tabelle 48: PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte in den Leberproben der Altkühe (AK 1 – 6)<br />
Probe AK 1 AK 2 AK 3 AK 4 AK 5 AK 6<br />
pg/g Fett<br />
2378-TCDF 0,14 0,08 0,08 0,05 0,07 0,08<br />
2378-TCDD 0,07 < 0,02 < 0,01 < 0,02 < 0,02 0,05<br />
12378-PeCDF 0,22 0,08 0,10 0,08 0,08 0,09<br />
23478-PeCDF 2,36 2,88 4,25 3,70 2,09 3,25<br />
12378-PeCDD 0,43 0,48 0,73 0,29 0,19 0,45<br />
123478-HxCDF 8,35 12,75 24,80 20,46 6,86 13,29<br />
123678-HxCDF 3,39 4,69 8,53 7,31 3,12 4,94<br />
234678-HxCDF 2,22 3,16 6,14 3,22 2,06 2,71<br />
123789-HxCDF 0,19 < 0,01 < 0,02 < 0,01 0,10 0,07<br />
123478-HxCDD 2,22 2,55 4,79 2,94 1,94 2,49<br />
123678-HxCDD 1,79 2,67 4,89 3,86 1,47 2,57<br />
123789-HxCDD 2,18 1,98 3,97 2,29 2,17 2,32<br />
1234678-HpCDF 9,67 8,63 19,87 17,27 6,47 9,16<br />
1234789-HpCDF 4,35 3,67 8,00 6,30 3,12 3,92<br />
1234678-HpCDD 35,15 31,66 71,93 35,36 24,71 35,15<br />
OCDF 10,97 10,17 20,04 14,73 8,07 8,79<br />
OCDD 147,69 123,21 279,99 134,18 104,00 109,04<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (lower bound) 3,80 4,61 8,42 6,05 2,98 4,84<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (middle bound) 3,80 4,62 8,42 6,06 2,99 4,84<br />
WHO-PCDD/F-TEQ (upper bound) 3,80 4,64 8,43 6,07 3,00 4,84<br />
PCB081 0,21 0,15 0,22 0,47 0,21 0,19<br />
PCB077 1,80 1,20 1,77 1,15 2,28 1,32<br />
PCB126 16,44 16,95 20,70 16,39 14,33 18,84<br />
PCB169 1,68 1,41 2,37 2,33 1,41 1,67<br />
PCB105 72,30 73,55 80,02 78,32 74,65 80,00<br />
PCB114 6,00 7,93 6,35 7,64 6,33 5,62<br />
PCB118 487,63 611,53 675,23 562,04 469,66 537,22<br />
PCB123 3,87 5,49 5,09 5,70 4,38 4,59<br />
PCB156 98,18 107,45 125,83 130,29 90,31 100,65<br />
PCB157 18,52 20,86 22,53 22,95 17,68 17,28<br />
PCB167 69,40 78,13 76,74 70,25 60,90 58,99<br />
PCB189 14,23 12,91 15,30 23,16 13,51 13,77<br />
WHO-PCB-TEQ (lower bound) 1,72 1,77 2,17 1,74 1,50 1,96<br />
WHO-PCB-TEQ (middle bound) 1,72 1,77 2,17 1,74 1,50 1,96<br />
WHO-PCB-TEQ (upper bound) 1,72 1,77 2,17 1,74 1,50 1,96<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (lower bound) 5,52 6,38 10,59 7,79 4,48 6,80<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (middle bound) 5,52 6,39 10,59 7,80 4,49 6,80<br />
WHO-PCDD/F-PCB-TEQ (upper bound) 5,52 6,41 10,60 7,81 4,50 6,80<br />
Fettgehalt in % k. A. k. A. k. A. k. A. k. A. k. A.<br />
219
Anhang<br />
Tabelle 49: Lebendgewichte (Tag der Schlachtung) sowie Schlachtkörpergewichte der Färsen aus Gruppe<br />
F I und der Altkühe (AK 1 – 6), für die jeweils keine Angaben zu den Änderungen ihrer Körpermasse<br />
gemacht werden konnten; Angaben in kg<br />
Tier Lebendgewicht Schlachtkörpergewicht<br />
F I 1/26 686 355<br />
F I 2/26 660 337<br />
F I 3/26 629 315<br />
F I 4/26 758 387<br />
F I 5/26 899 469<br />
F I 6/26 670 353<br />
F I 7/26 625 318<br />
F I 8/26 603 283<br />
F I 9/26 623 291<br />
F I 10/26 608 287<br />
F I 11/26 593 273<br />
F I 12/26 619 288<br />
F I 13/26 613 278<br />
F I 14/26 563 258<br />
F I 15/26 658 307<br />
F I 20/26 k. A. 327<br />
F I 22/26 689 372<br />
F I 23/26 k. A. 312<br />
F I 26/26 720 391<br />
AK 1 610 230<br />
AK 2 747 377<br />
AK 3 803 426<br />
AK 4 705 372<br />
AK 5 620 305<br />
AK 6 711 375<br />
220
Danksagung<br />
10 Danksagung<br />
Ein ganz besonderer Dank gilt meinem Doktorvater Prof. Dr. Josef Kamphues für die<br />
Überlassung dieses hochinteressanten und brisanten Themas. Seine stetige<br />
Unterstützung und sein Einsatz erleichterten mir den „Ausflug“ in die – mir bis dahin<br />
mehr oder weniger unbekannte – „Welt der Dioxine“. Seine hilfreichen Kritiken und<br />
die zahlreichen Diskussionen haben diese Arbeit vorangetrieben und dank seines<br />
großartigen Humors ist die Freude in dieser gesamten Zeit stets erhalten geblieben.<br />
Ganz herzlich möchte ich mich auch bei Frau Dr. Bruns-Weller und Frau Dr. Knoll<br />
sowie dem gesamten Laborteam im LI des LAVES in Oldenburg bedanken. Die<br />
Zusammenarbeit hätte nicht besser laufen können. Des Weiteren geht ein<br />
Dankeschön an Herr Dr. Appuhn, der die Dioxinanalytik der Bodenproben<br />
übernommen hat. Auch den anderen Beteiligten des Projektes gilt ein großer Dank:<br />
Frau Dr. Sassen, Frau Dr. Vossler, Herr Dr. Severin, Herr Ende, Herr Flögel, Herr<br />
Heuer, Herr Dr. Schneider sowie natürlich Familie Reinstorf/Rechenberg, die mich<br />
stets unterstützt haben und mir zu jeder Zeit zahlreiche Fragen beantwortet haben.<br />
Ganz besonders möchte ich mich bei Ulrike Liedtke für die netten Ausflüge an die<br />
Elbe und ihre unermüdliche Hilfe bedanken – es war immer ein großes Vergnügen!<br />
Ein herzlicher Dank geht auch an Mike Patzer, der stets zum richtigen Moment<br />
aufbauende Worte bzw. den ein oder anderen netten Spruch auf Lager hatte.<br />
Bedanken möchte ich mich auch bei dem Laborteam am Institut, bei allen „Mit-<br />
Doktoranden“, die durch das Korrekturlesen eine große Hilfe waren (ganz<br />
besonderer Dank gilt Mareike Kölln und Robert Kirchner) oder mir im Büro beste<br />
Gesellschaft geleistet haben (Christine Ratert und Franziska Koop) sowie bei allen<br />
Freunden, die mir in dieser Zeit Mut zugesprochen haben.<br />
Der größte Dank gebührt zweifelsohne meinen Eltern, die mich zu jeder Zeit dabei<br />
unterstützt haben, meinen Traum zu verwirklichen. Sie waren – wie auch mein<br />
Bruder Bastian – immer für mich da. Ohne ihre Unterstützung wäre so vieles nicht<br />
möglich gewesen!<br />
221