Abstracts - kfvbl

2010 

> Umwelt-Wissen 

> Chemikalien 

> Polychlorierte Biphenyle (PCB) 

in Gewässern der Schweiz 

Daten zur Belastung von Fischen und Gewässern mit 

PCB und Dioxinen, Situationsbeurteilung

Umwelt-Wissen > Chemikalien 

> Polychlorierte Biphenyle (PCB) 

in Gewässern der Schweiz 

Daten zur Belastung von Fischen und Gewässern mit 

PCB und Dioxinen, Situationsbeurteilung 

Herausgegeben vom Bundesamt für Umwelt BAFU 

Bern, 2010

Impressum 

Herausgeber 

Bundesamt für Umwelt (BAFU) 

Das BAFU ist ein Amt des Eidg. Departements für Umwelt, Verkehr, 

Energie und Kommunikation (UVEK). 

Autorinnen und Autoren 

Peter Schmid, Markus Zennegg, Empa Dübendorf; 

Patricia Holm, Constanze Pietsch, Programm MGU – Mensch 

Gesellschaft Umwelt, Universität Basel; 

Beat Brüschweiler, BAG, Sektion Ernährungs- und Toxikologische 

Risiken, Zürich; 

Arnold Kuchen, BAG, Sektion Koordination Vollzug Lebensmittelrecht, 

Bern; 

Erich Staub, BAFU, Sektion Fischerei und aquatische Fauna, Bern; 

Josef Tremp, BAFU, Sektion Industriechemikalien, Bern 

Redaktionelle Bearbeitung BAFU 

Josef Tremp, Sektion Industriechemikalien 

Zitierung 

Schmid Peter et al. 2009: Polychlorierte Biphenyle (PCB) in Gewässern 

der Schweiz. Daten zur Belastung von Fischen und Gewässern mit 

PCB und Dioxinen, Situationsbeurteilung. Umwelt-Wissen Nr. 1002. 

Bundesamt für Umwelt, Bern. 101 S. 

Gestaltung 

Ursula Nöthiger-Koch, 4813 Uerkheim 

Titelfoto 

Michel Roggo 

Download PDF 

www.umwelt-schweiz.ch/uw-1002-d 

Code: UW-1002-D 

Vertrieb 

BBL, Vertrieb Bundespublikationen, 3003 Bern 

www.bundespublikationen.admin.ch 

Bestellnummer/Preis: 

810.300.114.d / CHF 15.– (inkl. MWSt) 

Diese Publikation ist auch in französischer Sprache erhältlich 

(810.300.114.f). 

© BAFU 2010 

Dank 

Die im Kapitel 2 dieses Berichts beschriebene Übersicht über die Belastung 

von Fischen mit PCB und PCDD/F basiert zu einem wesentlichen 

Teil auf Daten, die im Rahmen von Untersuchungen mehrerer Kantone 

und den Kommissionen zum Schutz von grenzüberschreitenden 

Gewässern erhoben worden sind. Das BAFU dankt den Kantonen Basel- 

Landschaft, Basel-Stadt, Bern, Freiburg, Genf, Graubünden, Jura, 

Neuenburg, St. Gallen, Schaffhausen, Tessin, Thurgau, Waadt, Wallis 

und Zürich, dem Bundesamt für Gesundheit (BAG), den internationalen 

Kommissionen zum Schutz des Genfersees (CIPEL) und des Rheins 

(IKSR) sowie dem Institut für Seenforschung (ISF) der Landesanstalt für 

Umweltschutz Baden-Württemberg für die zur Verfügung gestellten 

Daten. 

Zudem möchte das BAFU den Mitgliedern der Begleitgruppe des 

Projekts «PCB in Gewässern und Fischen der Schweiz», der 

Arbeitsgruppe fischereirechtliche Massnahmen und der 

Fachkommission Umwelttoxikologie seinen Dank aussprechen für die 

wertvollen Kommentare und Anregungen, die zum Gelingen dieses 

Berichts beigetragen haben.

Inhalt 3 

> Inhalt 

Abstracts 5 

Vorwort 7 

Zusammenfassung 8 

1 Einleitung 13 

1.1 Eigenschaften von PCDD/F und PCB 13 

1.1.1 Definitionen 13 

1.1.2 Bildung und Verwendung 15 

1.1.3 Umwelteigenschaften 17 

1.1.4 Quellen, Transport und Eintragspfade 18 

1.2 Toxikologie von Dioxinen und dioxinähnlichen 

Verbindungen 19 

1.2.1 Toxikologische Eigenschaften 19 

1.2.2 Tolerierbare Aufnahmemenge 20 

1.3 Bestimmung von PCB in Fischen 22 

1.3.1 Anforderungen an Probenahmeverfahren und 

Analysenmethoden 22 

1.3.2 Probenahme 22 

1.3.3 Probenvorbereitung 22 

1.3.4 Frischgewichts- oder fettbezogene Angabe der 

Gehalte 24 

1.3.5 Qualitätssicherung 24 

1.4 Beschreibung der Problematik in der Schweiz 25 

1.5 Ziele des Projekts «PCB in Gewässern und 

Fischen der Schweiz» 25 

2 Zusammenstellung der Messdaten 

über Fische, Sedimente und Schwebstoffe 26 

2.1 Qualität und Präsentation der Daten 26 

2.2 Umrechnung von Messresultaten für i-PCB auf 

dl-PCB 26 

2.3 Gehalte an PCDD/F, dl-PCB und i-PCB in Fischen 

aus Schweizer Gewässern 28 

2.3.1 Birs und Doubs mit Einzugsgebiet sowie Birsig, 

Frenke und Ergolz 28 

2.3.2 Neuenburger Jura und Neuenburgersee 30 

2.3.3 Aare und Einzugsgebiet 31 

2.3.4 Saane und Einzugsgebiet 32 

2.3.5 Kanton Genf 34 

2.3.6 Kanton Waadt 38 

2.3.7 Kanton Wallis 41 

2.3.8 Rhein und Bodensee 42 

2.3.9 Kanton Zürich 45 

2.3.10 Kantone Appenzell Innerrhoden und St. Gallen 46 

2.3.11 Kanton Graubünden (Inn und Einzugsgebiet) 47 

2.3.12 Kanton Tessin 48 

2.3.13 Mittellandseen 51 

2.3.14 Bergseen 52 

2.4 Gehalte an PCB und PCDD/F in Sedimenten und 

Wasser 53 

2.4.1 Aussagekraft von Gehalten in Sediment- und 

Wasserproben 53 

2.4.2 PCB-Gehalte in Sedimenten und Wasserproben 54 

3 Ökotoxikologische Beurteilung von PCB 

in Fischen und deren Prädatoren 60 

3.1 PCB in Fischen 61 

3.2 PCB in Vögeln 67 

3.3 PCB in Ottern 68 

3.4 Schlussfolgerungen 71 

4 Expositionsabschätzung für die Bevölkerung 72 

4.1 Hintergrundbelastung der Schweizer 

Bevölkerung durch PCDD/F und dl-PCB 72 

4.2 Exposition von Anglerinnen und Anglern in den 

betroffenen Gewässern 73 

5 Beurteilung der Datenlage, Identifikation 

von Kenntnislücken und Charakterisierung 

des Handlungsbedarfs 76 

5.1 Datenlage und Kenntnislücken bezüglich der 

Kontamination von Fischen 76 

5.2 Datenlage und Kenntnislücken bezüglich der 

Belastung von Sedimenten und Wasserproben 77 

5.3 Einschätzung der Belastung der Fische eines 

Gewässers 77 

5.3.1 Grobanalyse 78 

5.3.2 Detailuntersuchung bei Überschreitung der HK 79

Polychlorierte Biphenyle (PCB) in Gewässern der Schweiz BAFU 2010 4 

5.4 Massnahmen zur Begrenzung der Aufnahme von 

PCB und PCDD/F aus dem Konsum von Fisch 81 

5.4.1 Rechtliche Grundlagen 81 

5.4.2 Herleitung der Verzehrsempfehlung für die 

Angelfischerei 84 

5.4.3 Empfehlung über die Information der 

Bevölkerung durch die kantonalen Behörden 85 

5.5 Empfehlung zur Schliessung von Kenntnislücken 

über die Belastung von Gewässern 86 

5.5.1 Untersuchungen über die Belastung der 

Fischfauna 86 

5.5.2 Untersuchungen über die Belastung von 

Sedimenten 86 

5.6 Identifikation von unbekannten Punktquellen von 

PCB-Emissionen in Gewässer 86 

5.7 Elimination von bekannten PCB-Reservoiren in 

Anlagen und Bauten 87 

Verzeichnisse 89 

Abkürzungen 89 

Fisch- und Krebsarten 90 

Abbildungen 90 

Tabellen 92 

Literatur 92

Abstracts 5 

> Abstracts 

This report reviews the extent to which fish from Swiss waters are contaminated with 

polychlorinated biphenyls (PCBs) and dioxins. More than 1300 data sets, covering the 

last 20 years and including both measurements on single fish and on composite samples, 

were included in the study. The PCB levels of most fish species and water bodies 

lie below the background level or just above it. However, concentrations far above the 

maximum levels permitted under food legislation for dioxins and dioxin-like PCBs 

were found in fish from the Birs, the Saane and the Upper Rhine rivers as well in shads 

from Lake Maggiore (the tissues of this fish species are particularly rich in fat). The 

reasons for these high levels of contamination are not yet fully understood. The report 

discusses possible ecotoxicological effects, presents an evaluation of the risk for consumers 

and outlines protective measures. 

Dieser Bericht gibt eine Übersicht über die Belastung von Fischen aus Schweizer 

Gewässern mit polychlorierten Biphenylen (PCB) und Dioxinen. Es wurden mehr als 

1300 Datensätze der letzten 20 Jahre, bestehend aus Messungen von Einzelfischen und 

Mischproben, einbezogen. Für die meisten Fischarten und Gewässer liegen die gemessenen 

PCB-Gehalte im Bereich der Hintergrundbelastung oder leicht darüber. Deutliche 

Überschreitungen der im Lebensmittelrecht festgelegten Höchstkonzentration für 

dioxinähnliche PCB und Dioxine wurden in Fischen aus der Birs, der Saane, dem 

Hochrhein sowie in fettreichen Agonen aus dem Langensee beobachtet. Die Ursachen 

für die hohen Belastungen sind bisher nur teilweise aufgeklärt. Mögliche ökotoxikologische 

Wirkungen, eine Gefährdungsbeurteilung für Konsumenten sowie Schutzmassnahmen 

werden diskutiert. 

Ce rapport présente une vue d’ensemble de la contamination des poissons des eaux 

suisses par les polychlorobiphényles (PCB) et les dioxines obtenue à partir d’une 

compilation de plus de 1300 ensembles de données recueillis ces 20 dernières années. 

Les résultats pris en compte proviennent de mesures effectuées sur des spécimens 

isolés ou des échantillons composites. Dans la plupart des espèces et des eaux examinées, 

les teneurs en PCB se situent dans la plage de la contamination de fond ou sont 

légèrement supérieures à celle-ci. Des dépassements importants des concentrations 

maximales fixées, pour les PCB de type dioxine et les dioxines, dans la législation sur 

les denrées alimentaires ont été mis en évidence dans des poissons prélevés dans la 

Birse, la Sarine et le Haut-Rhin, ainsi que dans des aloses feintes riches en matière 

grasse du lac Majeur. Les causes de ces contaminations élevées ne sont jusqu’à présent 

que partiellement connues. Les effets écotoxicologiques possibles ainsi que l’évaluation 

du risque pour le consommateur et les mesures de protection à mettre en œuvre 

sont examinés. 

Keywords: 

polychlorinated biphenyls, 

PCBs, dioxins, PCDD/F, fish, 

sediments, suspended solids, 

PCB-contamination of water 

bodies, 

ecotoxological assessment, 

exposure assessment, 

risk evaluation for consumers, 

dietary recommendations 

Stichwörter: 

polychlorierte Biphenyle, 

PCB, Dioxine, PCDD/F, Fische, 

Sedimente, Schwebstoffe, 

PCB-Belastung von Gewässern, 

ökotoxikologische Beurteilung, 

Expositionsabschätzung, 

Gefährdungsbeurteilung für 

Konsumenten, 

Verzehrsempfehlungen 

Mots-clés: 

polychlorobiphényles, 

PCB, dioxines, PCDD/F, 

poissons, sédiments, 

matières en suspension, 

pollution des eaux par les PCB, 

évaluation écotoxicologique, 

estimation de l’exposition, 

évaluation des risques pour les 

consommateurs, 

recommandations de 

consommation


Il presente rapporto fornisce un quadro della contaminazione da bifenili policlorurati 

(PCB) e diossine dei pesci provenienti dalle acque svizzere. Sono state considerate piû 

di 1300 serie di dati da misurazioni di singoli pesci o da campioni misti. Per la maggior 

parte delle specie ittiche e delle acque, il tenore di PCB misurato rientra nei livelli di 

base o è leggermente superiore ad esso. Valori nettamente superiori alle concentrazioni 

massime di PCB diossina-simili e diossine sancite dal diritto sulle derrate alimentari 

sono stati osservati nei pesci provenienti dalla Birse, dalla Sarine, dall’Alto Reno come 

pure negli agoni ricchi di grasso del Lago Maggiore. Le cause di questa grave contaminazione 

sono finora state solo in parte chiarite. I possibili effetti ecotossicologici, la 

valutazione dei rischi per i consumatori e le misure di protezione sono oggetto di dis- 

c ussioni. 

Parole chiave: 

bifenili policlorurati, PCB, 

diossine, PCDD/F, pesci, 

sedimenti, particelle in 

sospensione, inquinamento da 

PCB delle acque, valutazione 

ecotossicologica, stima 

dell’esposizione, valutazione del 

rischio per i consumatori, 

raccomandazioni alimentari

Vorwort 7 

> Vorwort 

Für polychlorierte Biphenyle (PCB) gilt in der Schweiz seit 1986 ein Totalverbot. 

Trotzdem sind heute immer noch mehrere Hundert Tonnen PCB aus früheren Anwendungen 

in alten Elektroanlagen, Gebäuden aus den 1950er bis 1970er Jahren, Farbanstrichen, 

Korrosionsschutzbeschichtungen und Altlasten vorhanden. Aus diesen «Reservoirs» 

können PCB in die Umwelt freigesetzt werden. Über Wasser und Luft 

werden diese persistenten Schadstoffe in der Umwelt verteilt und reichern sich in der 

Nahrungskette an. 

Dank dem Verbot und den getroffenen Massnahmen zur Elimination von PCB hat die 

Belastung der Umwelt und des Menschen mit PCB in den letzten Jahrzehnten bereits 

deutlich abgenommen. Dies zeigt sich beispielsweise anhand der Messreihen von PCB 

in Sedimentkernen von Schweizer Seen und in Muttermilch. 

Die Befunde hoher PCB-Gehalte in Fischen der Saane waren Anlass für eine landesweite 

Abklärung über die Belastung der Fischfauna und der Gewässer (Sedimente und 

Schwebstoffe) mit PCB, insbesondere dioxinähnlichen PCB. Im Hinblick auf eine 

Beurteilung der toxikologischen und ökotoxikologischen Risiken sind zusätzlich auch 

«Dioxine» (PCDD/F) einbezogen worden. Die diesem Bericht zugrunde liegenden 

Daten stammen zu einem grossen Teil aus Untersuchungen, welche die Kantone 

durchgeführt und deren Ergebnisse sie dem BAFU freundlicherweise zur Verfügung 

gestellt haben. 

Die Ergebnisse der Messungen zeigen, dass der grösste Teil der Fische in Schweizer 

Gewässern, insbesondere die als Speisefische besonders geschätzten Fischarten aus den 

Schweizer Seen nicht übermässig mit PCB belastet sind. In einzelnen Abschnitten von 

Fliessgewässern sind jedoch teilweise hohe PCB-Belastung in Fischen gemessen 

worden. Die Erkenntnis, dass in der Schweiz – mehr als 20 Jahre nach dem Verbot von 

PCB – immer noch «Punktquellen» vorhanden sind, deren Emissionen Überschreitungen 

der zulässigen Höchstkonzentration für dioxinähnliche PCB und PCDD/F in 

Fischen verursachen, gibt uns zu denken. Es sind weitere Anstrengungen notwendig, 

um relevante PCB-Emissionsquellen zu identifizieren und die notwendigen Sanierungsmassnahmen 

zu ergreifen. Das BAFU wird die Kantone bei dieser Aufgabe 

unterstützen. 

Gérard Poffet 

Vizedirektor 

Bundesamt für Umwelt (BAFU)


> Zusammenfassung 

Untersuchungen von Fischen aus der Saane im Jahr 2007 haben hohe Gehalte an 

dioxinähnlichen polychlorierten Biphenylen (dl-PCB) ergeben, die auf den Eintrag aus 

einer Deponie zurückzuführen sind. In der Folge sind ebenfalls hohe Gehalte von dl- 

PCB in Fischen aus der Birs gemessen worden. Diese Werte übertreffen bei weitem die 

in der EU geltenden Höchstgehalte für Dioxine (PCDD/F) und dl-PCB in Fisch, die als 

Höchstkonzentrationen (HK) in die schweizerische Fremd- und Inhaltsstoffverordnung 

(FIV) übernommen worden sind. Aus dieser Situation entstand das Bedürfnis nach 

einer Übersicht über die PCB-Belastung von Fischen aus Schweizer Gewässern. Es 

galt auch, die bestehende Hintergrundbelastung festzustellen und wo nötig Handlungsbedarf 

bzw. zu treffende Massnahmen abzuleiten. Zu diesem Zweck wurden die verfügbaren 

Daten aus den letzten 20 Jahren zusammengetragen; sie dienen als Grundlage 

für den vorliegenden Bericht. 

Insgesamt wurden über 1300 Datensätze ausgewertet. Da diese aus einem Zeitraum 

von etwa 20 Jahren stammen und nicht koordiniert erhoben wurden, sind die Daten 

sehr heterogen. So wurden in älteren Untersuchungen lediglich Indikator-PCB (i-PCB) 

und keine PCDD/F und dl-PCB gemessen, sodass entsprechende Gehalte an PCDD/F 

und dl-PCB abgeschätzt werden mussten. Zudem sind die Fangdaten (Fischparameter 

wie Geschlecht, Gewicht, Länge und Alter der Fische, genaue Ortsangabe des Fangs) 

und das untersuchte Gewebe (Filet oder ganze Fische) oft unvollständig dokumentiert. 

Neben Einzelfischen wurden oft Mischproben von mehreren Exemplaren untersucht. 

Darüber hinaus liegen nur für einen Teil der Daten Angaben zur Qualitätssicherung der 

Analysenresultate vor. Insbesondere fehlen oft Angaben zu Bestimmungsgrenzen, 

Blindwerten, Wiederfindungsraten und zur Messunsicherheit. Deshalb ist eine generelle 

Beurteilung der Datenqualität nicht möglich. 

Daten liegen zu folgenden Gebieten und Gewässern vor: 

> Jura (Birs und Doubs) 

> Saane und Aare (mit Seitenarmen) bis zum Bielersee und Emme 

> Genfersee und Zuflüsse 

> Neuenburgersee und Murtensee und ihre Zuflüsse 

> Rhone im Oberlauf des Genfersees und Seitenarme 

> Rhein von Ilanz bis Basel einschliesslich Zuflüsse und Bodensee 

> Kanton Zürich 

> Kanton St. Gallen 

> Inn und Einzugsgebiet im Engadin 

> Kanton Tessin (Langensee, Luganersee, diverse Flüsse) 

> grössere Mittellandseen 

> Bergseen (Kantone Graubünden und Tessin)


Die Gewässer können bezüglich der Gehalte an PCDD/F und dl-PCB in Fischen in drei 

Kategorien eingeteilt werden (vgl. Tab. 1): 

> In den Fischen der Gewässer der ersten Kategorie liegen die Gehalte an PCDD/F 

und dl-PCB unterhalb von 4 pg WHO-TEQ/g Frischgewicht (FG), was der Hälfte 

der HK entspricht (z. B. Doubs, Rhone vor dem Genfersee, Rhein vor dem Bodensee, 

Inn, Mittellandseen, Luganersee und Bergseen). 

> In den Gewässern der zweiten Kategorie liegen die Gehalte bei eher fettarmen 

Fischen im Bereich von 4–12 pg WHO-TEQ/g FG, fettreiche Fischarten können 

auch höhere Gehalte aufweisen. Im Genfersee, im Langensee sowie in Hoch- und 

Oberrhein wurden bei den ansässigen eher fettreichen Spezies Seesaibling, Agone 

und Aal Gehalte oberhalb der HK gemessen. Die Konzentrationen korrelieren mit 

dem Fettgehalt und sind bei grossen bzw. alten Individuen am höchsten. 

> In Abschnitten von Gewässern der dritten Kategorie liegen die Gehalte bei allen 

Fischarten mehrheitlich deutlich über der HK von 8 pg WHO-TEQ/g FG. Die 

höchsten Gehalte wurden in Fischen aus der Saane in der Umgebung der Deponie 

von La Pila festgestellt (bis 97 pg WHO-TEQ/g FG). Ebenfalls hohe Gehalte (bis 

gegen 60 pg WHO-TEQ/g FG) wurden in Fischen aus der Birs und dem Hochrhein 

in der Gegend von Basel gemessen; hier fehlen klare Hinweise auf mögliche Quellen. 

In Schweizer Gewässern, die nicht mit PCB aus lokalen Punktquellen belastet sind, 

liegen die mittleren Gehalte mit Ausnahme der fettreichen Spezies Aal und Agone bei 

allen Fischarten unter der HK. Beim mittelfetten Seesaibling können einzelne grosse 

Exemplare Gehalte über der HK aufweisen. 

Gewässer im Bereich der 

Hintergrundbelastung 

Diffus höher belastete Gewässer 

Hoch belastete Gewässer 

In der Regel keine 

Überschreitungen der 

Höchstkonzentration


Tab. 1 > Einteilung der Schweizer Gewässer nach aktueller PCB-Belastung der Fische 

Gewässer, 

Region 

Fliessgewässer 

Aare und 

Zuflüsse 

Hintergrundbelastung 

< 4 pg WHO-TEQ/g FG 

Aare bis Einmündung der Saane, 

Saane bis Arconciel, 

Emme 

Diffus höher belastet 

um 8 pg WHO-TEQ/g FG 

Aare bei Thun und Hagneckkanal, 

Gérine, Glâne, Saane ab 

Laupen 

Hoch belastet 

> 8 pg WHO-TEQ/g FG 

Saane im Bereich La Pila 

und Schiffenensee 

Jura Allaine, Areuse, Doubs, Orbe, 

Seyon, Soulce, Vendline, Vermes 

Birs bis Choindez, Birsig, Ergolz Birs ab Choindez 

Mittelland Broye, Glatt SG, Limmat, Linthkanal, 

Seez, Sitter, Thur 

Glatt ZH bis Aubrücke, Töss Glatt ZH ab Aubrücke 

Rhein und 

Zuflüsse 

Alpenrhein und Zuflüsse Hoch- und Oberrhein 

Inn und Zuflüsse Inn und Zuflüsse bis Sent 

Kantone Wallis, 

Genf und Waadt 

Rhone bei Verbois, Rhone im 

Kanton Wallis, Vispa, Zuflüsse zum 

Genfersee im Kt. Waadt 

Kanton Tessin Alle untersuchten Fliessgewässer 

Seen 

Westschweiz Genfersee (fettarme Fischarten), 

Bielersee, Thunersee 

Zentral- und 

Ostschweiz 

Walensee, Zürichsee, Greifensee Bodensee 

Stockalper-Kanal, Sion-Riddes- 

Kanal, Dranse, Venoge 

Genfersee (Seesaibling), 

Neuenburgersee (Felchen) 

Kanton Tessin Luganersee (fettarme Fischarten) Langensee (alle Fischarten 

ausser Agone), 

Luganersee (Agone) 

Voralpen und 

Alpen 

Alpsteinseen, Bündner und Tessiner 

Bergseen 

Langensee (Agone) 

In dieser Zusammenstellung wurden ältere Daten nicht berücksichtigt, die durch aktuellere 

Messergebnisse nicht gestützt werden konnten. 

Bisher fehlen Daten zu den meisten Fliessgewässern des Mittellands (Aare nach dem 

Bielersee, Reuss, Thur). Aus der Tatsache, dass bei Fischen aus dem Hochrhein im 

Flussverlauf tendenziell ansteigende PCB-Gehalte gemessen wurden, kann gefolgert 

werden, dass auch in Fischen von Zuflüssen die Gehalte oberhalb der Hintergrundbelastung 

liegen könnten. Diese Hypothese von PCB-Zubringern aus dem Mittelland 

wird gestützt durch erhöhte PCB-Gehalte im Bereich der HK bei Fischen aus der kurz 

vor Basel in den Rhein einmündenden Ergolz. 

Basierend auf Expositionsszenarien wurde abgeschätzt, dass die obere Grenze des von 

der WHO festgelegten TDI von 4 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag bei regelmässigem durchschnittlichem 

Konsum von 120 g Fisch pro Woche mit einem Gehalt von 8 pg WHO- 

TEQ/g FG, also der HK, erreicht wird.


Über die Belastung von Sedimenten aus Schweizer Gewässern mit PCB und PCDD/F 

liegen nur spärliche Daten vor. Diese erlauben keine allgemeine Aussage über Häufigkeit 

und Ausmass erhöhter Belastungen in der Schweiz. In den meisten untersuchten 

Fliessgewässern liegen die Mittelwerte der Konzentrationen von Indikator-PCB 

(i-PCB) im Bereich von 1–10 ng/g Trockensubstanz (TS) (Summe von 6 i-PCB- 

Kongeneren). In einem ähnlichen Bereich liegen die Werte für Oberflächensedimente, 

die sich in den letzten 10 Jahren in Seen gebildet haben. Dieser Konzentrationsbereich 

wird als wenig belastet eingestuft. Allerdings ist die Streuung der einzelnen Messwerte 

in einem bestimmten Fliessgewässerabschnitt relativ gross. In der Regel zeigen die 

Messwerte eine Normalverteilung mit nahe beieinander liegendem Mittelwert und 

Median. In bestimmten Abschnitten von Fliessgewässern wurden vereinzelt deutlich 

erhöhte PCB-Belastungen gemessen. Diese Werte liegen im Mittel in einem Bereich 

von 10–30 ng/g TS. Sehr hohe Einzelwerte im Bereich von 100–300 ng/g TS wurden 

in Sedimentproben aus den PCB-belasteten Abschnitten von Saane und Birs gemessen. 

Abgesehen vom Rhein, für den aus dem Messprogramm der Internationalen Kommission 

zum Schutz des Rheins (IKSR) an der Landesgrenze in Basel (Weil am Rhein) 

eine zehnjährige Zeitreihe (1995–2004) von Analysenresultaten für PCB in Wasser (an 

Schwebstoffe gebundene PCB) vorliegt, sind über PCB-Konzentrationen in anderen 

Fliessgewässern nur vereinzelte Daten verfügbar. Die mittlere PCB-Belastung des 

Rheins bei Basel liegt bei 0,1 ng/L; punktuelle Einzelwerte in anderen grossen Schweizer 

Flüssen (Aare, Limmat, Inn, Rhone) liegen im Bereich von 1–2 ng/L. Tiefere 

Konzentrationswerte im Bereich von 0,02–0,08 ng i-PCB/L sind bei Einzelmessungen 

in der Birs (bei Duggingen), Reuss (bei Birmenstorf), im Rhein (bei Ellikon) und in der 

Thur (bei Flaach) gemessen worden. Solche Einzeldaten lassen jedoch keine generellen 

Aussagen über die Gewässerbelastung mit PCB zu. Über die PCB-Belastung von 

Schweizer Seen existieren keine Daten. 

Aus der Beurteilung der verfügbaren Daten zur Belastung von Fischen und Gewässern 

in der Schweiz mit PCB und PCDD/F lässt sich in folgenden Bereichen ein Handlungsbedarf 

ableiten: 

> Die Ergebnisse der Untersuchungen von Fischen und Sedimenten in der Saane und 

Birs zeigen, dass in Fliessgewässern punktuell oder regional hohe Belastungen mit 

PCB bestehen, die durch anhaltende Emissionen aus Punktquellen verursacht werden. 

Gewässerkontaminationen in diesem Ausmass erfordern Massnahmen zur Reduktion 

der Belastung von Mensch und Umwelt. Damit die Kantone gezielte Abklärungen 

zur Identifikation der für diese Einträge verantwortlichen Punktquellen vornehmen 

können, sollte eine Arbeitshilfe für die Planung und Durchführung solcher 

Abklärungen entwickelt werden. Insbesondere sollte auch die Anwendbarkeit von 

Sediment- und Wasseranalysen zur Ermittlung punktueller Emissionsquellen von 

PCB und PCDD/F an Gewässern geprüft werden. 

> Bei Konzentrationen von PCDD/F und dl-PCB über 8 pg TEQ/kg FG in Fischen 

müssen Massnahmen zum Schutz der Konsumenten von kontaminierten Fischen vor 

gesundheitsschädlichen Wirkungen getroffen werden. BAFU und BAG haben am 

15. Januar 2009 eine an die Kantone gerichtete Empfehlung für das Vorgehen bei 

Erkannter Handlungsbedarf 

Arbeitshilfe zur Ermittlung 

punktueller Emissionsquellen, 

Sediment- und Wasseranalysen 

Massnahmen zur Expositionsbegrenzung 

der Bevölkerung


hohen Konzentrationen von dioxinähnlichen PCB in Fischen publiziert. Die in dieser 

Empfehlung beschriebenen Massnahmen sind im vorliegenden Bericht 

(Kap. 5.4) integriert. Zudem hat das BAG mit der Weisung Nr. 17: Vollzug der 

Höchstkonzentrationen für Dioxine und dioxinähnliche polychlorierte Biphenyle 

vom 19. Mai 2009 die kantonalen Kontrollbehörden für Lebensmittel angewiesen, 

wie sie die Einhaltung der Höchstkonzentrationen für PCDD/F und dl-PCB für in 

Inverkehr gebrachte Lebensmittel überwachen sollen und welche Massnahmen bei 

Überschreitungen der Höchstkonzentrationen zu treffen sind. 

> Für einzelne Fischarten (z. B. Aal, Trüsche, Schleie) sollten bestehende Datenlücken 

durch zusätzliche gezielte Untersuchungen geschlossen werden. 

> Analysen von PCB und PCDD/F in Fischen müssen in Zukunft nach den Probenahmeverfahren 

und Analysenmethoden der Verordnung (EG) Nr. 1883/2006 durchgeführt 

werden, wenn sie für die amtliche Kontrolle von Lebensmitteln nach den Vorschriften 

der Fremd- und Inhaltsstoffverordnung (FIV) vorgenommen werden oder 

nach den in der FIV festgelegten HK zu beurteilen sind. 

> Damit die zeitliche Entwicklung der Hintergrundbelastung verfolgt und beurteilt 

werden kann, sollte in der Schweiz ein Monitoring-Programm, d. h. langjährige 

Messreihen über die Belastung von Fischen und Sedimenten mit i-PCB, dl-PCB und 

PCDD/F, geplant und durchgeführt werden. Solche Programme sind auch in anderen 

europäischen Ländern und in der EU in Diskussion. 

> Handlungsbedarf besteht weiterhin bei Abklärungen über PCB-Vorkommen in 

Gebäuden und elektrischen Anlagen sowie bei der Umsetzung von bestehenden 

Vorschriften und der Einhaltung von technischen Regeln in der Bau-, Sanierungs- 

und Entsorgungspraxis. 

> Abklärungen über PCB-Emissionen aus belasteten Standorten in Gewässernähe, für 

die konkrete Hinweise oder ein Verdacht auf PCB-Vorkommen bestehen, haben erste 

Priorität. Altlasten, aus denen PCB in die Umwelt austreten, müssen nach den 

Vorgaben der Altlasten-Verordnung (AltlV) saniert werden. 

Als Vertragspartei der Stockholm-Konvention hat sich die Schweiz verpflichtet, weitere 

Anstrengungen zur vollständigen Eliminierung von PCB zu unternehmen und periodisch 

darüber zu berichten. 

Schliessung von Datenlücken bei 

Fischarten 

Einheitliches Verfahren für 

Probenahme und Analysen von 

Fischen 

Monitoring von PCB und PCDD/F 

in Fischen und Sedimenten 

Eliminierung von PCB in alten 

Gebäuden und elektrischen 

Anlagen 

Abklärungen bei belasteten 

Standorten und Sanierung von 

Altlasten

1 > Einleitung 13 

1 > Einleitung 

1.1 Eigenschaften von PCDD/F und PCB 

1.1.1 Definitionen 

Mit dem Sammelbegriff «Dioxine» (PCDD/F) werden die beiden nahe verwandten 

Stoffklassen der polychlorierten Dibenzo-p-dioxine (PCDD) und Dibenzofurane 

(PCDF) bezeichnet. Wegen ähnlichen toxikologischen Wirkmechanismen werden auch 

bestimmte Vertreter der polychlorierten Biphenyle (PCB), die dioxinähnlichen PCB 

(dioxin-like PCB, dl-PCB), mit einbezogen. Bei diesen drei Stoffklassen handelt es 

sich um chlorierte aromatische Ringsysteme (Abb. 1). Durch die unterschiedlichen 

Chlorierungsgrade und Substitutionsmuster ergeben sich viele mögliche Einzelverbindungen, 

sogenannte Kongenere. 

Abb. 1 > Strukturformeln von PCDD, PCDF und PCB 

Bezifferung der chlorsubstituierten Ringpositionen nach IUPAC 

8 

7 

Cly 9 

6 

O 

O 

polychlorierte 

Dibenzo-p-dioxine (PCDD) 

x + y = 1–8 

1 

4 

2 

3 

Cl x 

8 

7 

Cl y 

9 

6 

O 

1 

4 


Dibenzofurane (PCDF) 

x + y = 1–8 

2 

3 

Cl x 

Cl y 

4' 

3' 

5' 

2' 

6' 

2 

6 


Biphenyle (PCB) 

x + y = 1–10 

75 Kongenere 135 Kongenere 209 Kongenere 

Bestimmte Vertreter dieser Stoffklassen zeichnen sich durch ihre hohe, auf demselben 

Wirkmechanismus beruhende Toxizität aus (Tab. 2). Zu diesen toxischen Kongeneren 

zählen PCDD und PCDF mit vollständiger lateraler Chlorsubstitution (Positionen 2, 3, 

7 und 8) mit TCDD (2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin), dem sogenannten Seveso- 

Dioxin, als bekanntestem und auch giftigsten Vertreter (Abb. 2), sowie PCB mit planarer 

Molekülgeometrie (coplanare PCB) (Tab. 2). Diese planare Konformation ist bei 

denjenigen Kongerenen möglich, bei welchen die Drehbarkeit der beiden Phenylringe 

nicht durch zwei oder mehr Chlorsubstituenten in ortho-Stellung (Positionen 2, 2', 6 

und 6') eingeschränkt ist (Abb. 2). PCDD, PCDF und PCB gehören zu den durch die 

Stockholm-Konvention von 2001 weltweit verbotenen «persistent organic pollutants» 

(POPs); die Schweiz hat diese Übereinkunft 2004 mit unterzeichnet. 

3 

5 

4 

Cl x


Abb. 2 > PCDD, PCDF und dl-PCB mit dioxinartigem Wirkmechanismus 

weitere mögliche Chlorsubstituenten an den bezifferten Positionen 

Cl 

Cl 

8 

7 

9 

6 

O 

O 

2,3,7,8-chlorsubstituierte PCDD 

7 Kongenere 

1 

4 

2 

3 

Cl 

Cl 

Cl 

Cl 

8 

7 

9 

6 

O 

2,3,7,8-chlorsubstituierte PCDF 

10 Kongenere 

1 

4 

2 

3 

Cl 

Cl 

Cl 

3' 2' 

Cl 

2 

3 

Cl 

Cl 

4' 

4 

Cl 

5' 

6' 6 

PCB 77 

Cl 

3' 2' 

Cl 

2 

3 

Cl 

Cl 

4' 

4 

Cl 

5' 

6' 6 

PCB 105 

dl-PCB 

12 Kongenere 

5 

5


1.1.2 Bildung und Verwendung 

Dioxine wurden nie absichtlich industriell hergestellt; es handelt sich vielmehr um 

Verbrennungsprodukte sowie Nebenprodukte der Chlorchemie. Bekannt geworden ist 

diese Verbindungsklasse durch den Chemieunfall von Seveso im Jahre 1976, als nach 

der Freisetzung einer grossen Menge TCDD katastrophale Schäden an Mensch und 

Umwelt auftraten. Dioxine sind auch als Verunreinigungen z. B. in technischen PCB- 

Mischungen und in dem heute nicht mehr hergestellten Holzschutzmittel Pentachlorphenol 

enthalten. Die bedeutendste Quelle für die generelle Belastung von Mensch und 

Umwelt sind jedoch Verbrennungsprozesse wie z. B. die Kehrichtverbrennung. Durch 

gezielte Massnahmen zur Nachbehandlung der Rauchgase konnten aber die Emissionen 

von Kehrichtverbrennungsanlagen massiv reduziert werden, sodass heute in der 

Schweiz die illegale private Abfallverbrennung den Hauptteil der Emissionen darstellen 

dürfte (BUWAL 1997). 

PCB wurden 1864 erstmals synthetisiert und seit 1929 industriell hergestellt, weltweit 

schätzungsweise insgesamt über 1.5 Millionen Tonnen. Die technische Herstellung 

erfolgt durch direkte Reaktion von Biphenyl mit Chlorgas unter Anwesenheit eines 

Katalysators. Dabei entstehen je nach Vollständigkeit der Chlorierung Gemische von 

unterschiedlichem Chlorgehalt, welche jeweils etwa 80 bis 130 der 209 möglichen 

Kongenere enthalten. Aufgrund ihrer besonderen Eigenschaften (hohe chemische 

Beständigkeit, hohe Dielektrizitätskonstante, Unbrennbarkeit, Wasserunlöslichkeit) 

wurden diese technischen Chemikalien hauptsächlich in geschlossenen Systemen als 

Isolationsflüssigkeiten in Kondensatoren und Transformatoren von elektrischen Anlagen 

sowie als Hydrauliköle verwendet. Auch heute noch bedeutende Quellen für die 

Umweltkontamination dürften die früheren offenen Anwendungen sein. Dazu zählen 

hauptsächlich der Einsatz von PCB als Weichmacher in Kunststoffen und Anstrichmitteln 

sowie der nicht sachgemässe Umgang mit PCB-haltigen Kondensatoren und 

Transformatoren bei der Ausserbetriebnahme und Entsorgung. So wurden PCB in den 

1950er bis 1970er Jahren als Weichmacher in Anstrichmitteln aus Chlorkautschuk zum 

Witterungsschutz von Metallkonstruktionen (Brücken, Gittermaste von Hochspannungsleitungen) 

sowie in Fugendichtungsmaterialien in Gebäuden verwendet (Kohler 

et al. 2005). 

1972 wurde in der Schweiz ein Anwendungsverbot für PCB erlassen. Für geschlossene 

Systeme wie Kondensatoren und Transformatoren galt eine Ausnahmeregelung, die 

1983 mit einem Kreisschreiben des Bundesamtes für Gesundheit aufgehoben wurde. 

Mit der Stoffverordnung wurde 1986 das Herstellen, Abgeben und Einführen von PCB 

und PCB-haltigen Produkten vollständig verboten. Noch in Betrieb stehende Kondensatoren 

und Transformatoren mit PCB hätten bis spätestens 1998 fachgerecht saniert 

bzw. entsorgt werden müssen. Stichprobenkontrollen in einigen Kantonen haben 

gezeigt, dass einige Prozent der Kondensatoren in Blindstromkompensationsanalgen 

heute noch PCB-haltig sind.


Tab. 2 > PCDD, PCDF und dl-PCB mit Toxizitätsäquivalenzfaktoren nach WHO (1998) a) sowie i-PCB 

Stoffklasse 

PCDD 

PCDF 

coplanare, non-orthochlorsubstituierte 

dl-PCB 

coplanare, mono-orthochlorsubstituierte 

dl-PCB 

6 (7) i-PCB 

a) van den Berg et al. (1998) 

Kurzbezeichnung Name WHO-TEF (1998) 

2378-TCDD 2,3,7,8-TetraCDD 1 

12378-PeCDD 1,2,3,7,8-PentaCDD 1 

123478-HxCDD 1,2,3,4,7,8-HexaCDD 0,1 

123678-HxCDD 1,2,3,6,7,8-HexaCDD 0,1 

123789-HxCDD 1,2,3,7,8,9-HexaCDD 0,1 

1234678-HpCDD 1,2,3,4,6,7,8-HeptaCDD 0,01 

OCDD OctaCDD 0,0001 

2378-TCDF 2,3,7,8-TetraCDF 0,1 

12378-PeCDF 1,2,3,7,8-PentaCDF 0,05 

23478-PeCDF 2,3,4,7,8-PentaCDF 0,5 

123478-HxCDF 1,2,3,4,7,8-HexaCDF 0,1 

123678-HxCDF 1,2,3,6,7,8-HexaCDF 0,1 

123789-HxCDF 1,2,3,7,8,9-HexaCDF 0,1 

234678-HxCDF 2,3,4,6,7,8-HexaCDF 0,1 

1234678-HpCDF 1,2,3,4,6,7,8-HeptaCDF 0,01 

1234789-HpCDF 1,2,3,6,7,8,9-HeptaCDF 0,01 

OCDF OctaCDF 0,0001 

PCB 77 3,3',4,4'-TetraCB 0,0001 

PCB 81 3,4,4',5-TetraCB 0,0001 

PCB 126 3,3',4,4',5-PentaCB 0,1 

PCB 169 3,3',4,4',5,5'-HexaCB 0,01 

PCB 105 2,3,3',4,4'-PentaCB 0,0001 

PCB 114 2,3,4,4',5-PentaCB 0,0005 

PCB 118 2,3',4,4',5-PentaCB 0,0001 

PCB 123 2',3,4,4',5-PentaCB 0,0001 

PCB 156 2,3,3',4,4',5-HexaCB 0,0005 

PCB 157 2,3,3',4,4',5'-HexaCB 0,0005 

PCB 167 2,3',4,4',5,5'-HexaCB 0,00001 

PCB 189 2,3,3',4,4',5,5'-HeptaCB 0,0001 

PCB 28 2,4,4'-TriCB - 

PCB 52 2,2',5,5'-TetraCB - 

PCB 101 2,2',4,5,5'-PentaCB - 

(PCB 118) 2,3',4,4',5-PentaCB 0,0001 

PCB 138 2,2',3,4,4',5'-HexaCB - 

PCB 153 2,2',4,4',5,5'-HexaCB - 

PCB 180 2,2',3,4,4',5,5'-HeptaCB -


1.1.3 Umwelteigenschaften 

Die meisten PCDD/F und PCB sind je nach Chlorierungsgrad mittel- bis schwerflüchtig 

und liegen in der Luft daher vorwiegend an Staubpartikel gebunden und kaum 

gasförmig vor. Da sie zudem kaum wasserlöslich sind, befinden sie sich hauptsächlich 

im Schwebestoffanteil und im Sediment; PCB-Gehalte in Wasser sind äusserst gering 

und liegen in Schweizerischen Gewässern im Bereich von 0,05 bis 0,5 ng i-PCB/L 

(vgl. Kap. 2.4.2). PCDD/F sind noch weniger wasserlöslich. Wegen ihrer guten Fettlöslichkeit 

zeigen PCDD/F und PCB eine ausgeprägte Tendenz zur Bioakkumulation. Bei 

einer Wasserkonzentration von 0,5 ng/L und einem Biokonzentrationsfaktor von 

100 000 (vgl. Tab. 3) käme so in Fisch eine Belastung von etwa 50 ng i-PCB/g FG 

zustande. 

Neben ihrer Toxizität, auf welche in Kapitel 1.2 eingegangen wird, sind die wichtigen 

umweltrelevanten Eigenschaften von PCDD/F und PCB ihre chemische Stabilität 

sowie ihre Fettlöslichkeit. Dies führt dazu, dass sie in der Umwelt äusserst langsam 

abgebaut werden (Persistenz) und sich über die Nahrungskette in Tier und Mensch 

anreichern (Bioakkumulation) sowie durch atmosphärischen Transport gasförmig und 

partikelgebunden weltweit verfrachtet und abgelagert werden. Für das Umweltverhalten 

massgebliche Stoffeigenschaften von PCB sind in Tab. 3 zusammengestellt. 

Tab. 3 > Umweltrelevante Stoffeigenschaften von PCB 

Wasserlöslichkeit, Octanol-Wasser-Verteilungskoeffizient (log KOW), Biokonzentrationsfaktor in 

Fisch (BCF) und Verdampfungsrate 

Chlorierungsstufe Wasserlöslichkeit 

(mg/L), 25 °C 

log KOW BCF Verdampfungsrate 

(g/m² h), 25 °C 

Biphenyl 9,3 4,3 1000 0,92 

Monochlorbiphenyl 4 4,9 2500 0,25 

Dichlorbiphenyl 1,6 5,1 6300 0,065 

Trichlorbiphenyl 0,65 5,5 1,6 × 104 0,017 

Tetrachlorbiphenyl 0,26 5,9 4,0 × 104 4,2 × 10 –3 

Pentachlorbiphenyl 0,099 6,3 1,0 × 105 1,0 × 10 –3 

Hexachlorbiphenyl 0,038 6,7 2,5 × 105 2,5 × 10 –4 

Heptachlorbiphenyl 0,014 7,1 6,3 × 105 6,2 × 10 –5 

Octachlorbiphenyl 5,5 × 10 –3 7,5 1,6 × 106 1,5 × 10 –5 

Nonachlorbiphenyl 2,0 × 10 –3 7,9 4,0 × 106 3,5 × 10 –6 

Decachlorbiphenyl 7,6 × 10 –4 8,3 1,0 × 107 8,5 × 10 –7 

Crine 1988


1.1.4 Quellen, Transport und Eintragspfade 

Neben Altlasten wie Abfalldeponien und mit PCB verschmutzte Betriebsstandorte sind 

auch ältere Gebäude, in denen PCB-haltige Materialien eingebaut sind, als Quellen für 

die Freisetzung von PCB in die Umwelt zu betrachten, so z. B. Metallkonstruktionen 

mit PCB-haltigem Oberflächenschutz oder Gebäude mit PCB-haltigen Fugendichtungsmaterialien. 

So waren PCB als gesundheitsschädliche Verunreinigungen der 

Raumluft in Schulhäusern und anderen öffentlichen Gebäuden mehrfach in den 

Schlagzeilen. Sie stammten aus Fugendichtungsmaterialien, welche bei der Errichtung 

der betreffenden Gebäude in den 1950er bis 1970er Jahren verwendet worden waren. 

PCB gelangen durch Verdampfung in die Raumluft und durch Luftaustausch in die 

weitere Umwelt. Die Freisetzung von PCB ist auch bei Sanierungen und beim Rückbau 

von Anlagen und Gebäuden problematisch, insbesondere die Einführung von PCBhaltigen 

Baumaterialien in Recyclingprozesse. So können beim Metallrecycling durch 

thermische Prozesse PCDD/F und PCB gebildet und freigesetzt werden. Hingegen sind 

Kehrichtverbrennungsanlagen mit moderner Rauchgasreinigung keine nennenswerten 

Quellen von PCB mehr. Weitere Quellen von PCB sind Deponien von PCB-haltigen 

Abfällen und allenfalls Fabrikabwässer; letztere dürften aber angesichts der bereits seit 

langem in Kraft stehenden Herstellungs- und Anwendungsverbote keinen aktuellen 

Beitrag zur Umweltbelastung mehr leisten. 

Diffuse, sekundäre Quellen sind Kläranlagen und Klärschlamm, dessen Ausbringen 

seit 2003 in der Schweiz verboten ist, mit einer Übergangsfrist bis 2006. In dieselbe 

Kategorie einzuordnen sind Abschwemmung von Boden und Siedlungsflächen sowie 

Remobilisierung von PCB-belasteten Gewässersedimenten. Je nach Quelle verläuft die 

Ausbreitung über den atmosphärischen oder aquatischen Weg. Wie Untersuchungen 

von Fischen aus abgelegenen Bergseen in Graubünden aufgezeigt haben, gelangen 

PCDD/F und PCB durch atmosphärischen Transport und anschliessende Deposition 

auch in solch abgelegene Gewässer und reichern sich in den Nahrungsketten der dortigen 

Ökosysteme an (Schmid et al. 2007).


1.2 Toxikologie von Dioxinen und dioxinähnlichen PCB 

1.2.1 Toxikologische Eigenschaften 

Akut toxische Wirkungen von PCDD/F und dioxinähnlichen PCB treten beim Menschen 

erst nach der Aufnahme von Mengen auf, die weit über der Hintergrundbelastung 

liegen. Diese Gefahr besteht nur bei Unglücksfällen oder direkter Kontamination 

von Lebensmitteln. Solche Ereignisse sind sehr selten und lokal begrenzt. Bei hohen 

Dosen tritt in Tierversuchen das sogenannte Auszehrungssyndrom auf. Dabei kommt 

es zu einem starken Gewichtsverlust, Leberschäden und Stoffwechselstörungen. Beim 

Menschen tritt das Auszehrungssyndrom nicht auf; Leitsymptom für die hohe Exposition 

gegenüber PCDD/F ist die Ausbildung einer entzündlichen Hauterkrankung, der 

Chlorakne. 

Viel bedeutender für den Menschen ist die chronische Aufnahme, da die Stoffe im 

Lauf des Lebens im Körperfett akkumulieren. Die Halbwertszeiten von PCDD/F und 

PCB im menschlichen Körper betragen mehrere Jahre. 2,3,7,8-TCDD, das giftigste 

Kongener, ist von der Weltgesundheitsorganisation WHO als krebserzeugend beim 

Menschen eingestuft worden (IARC 1997). In tierexperimentellen Untersuchungen 

erwiesen sich PCDD/F und dioxinähnliche Verbindungen als reproduktionstoxisch, 

immuntoxisch, neurotoxisch und kanzerogen und zeigten hormonähnliche Wirkungen. 

Die kritischsten Effekte bei den niedrigsten Dosierungen traten nach Exposition in 

utero auf, wo Entwicklungsstörungen des Reproduktions- und Immunsystems des 

Fötus beobachtet wurden (EFSA 2004). 

Weil PCDD/F und dioxinähnliche Verbindungen nicht als einzelne Kongenere sondern 

als komplexe Mischungen vorliegen, werden in der Risikobewertung sogenannte 

Toxizitätsäquivalente (TEQ) zu Hilfe genommen, mit denen sich die Gesamttoxizität 

solcher Gemische modellhaft erfassen lässt (TEQ-Konzept). Die Belastung von Lebensmitteln 

mit PCDD/F und dl-PCB wird in TEQ angegeben. Dazu werden die Einzelkonzentrationen 

der massgebenden Kongenere mit den entsprechenden Toxizitätsäquivalenzfaktoren 

(TEF) multipliziert und so in 2,3,7,8-TCDD-Äquivalente umgerechnet. 

Der TEF ist ein Mass für die toxische Potenz eines Kongeners im Vergleich zu 

2,3,7,8-TCDD mit einem definitionsgemässen TEF von 1. Durch Addition der TEQ 

aller gemessenen Kongenere wird der Summenwert für das ganze Gemisch berechnet. 

In der schweizerischen und der EU-Gesetzgebung werden die Höchstgehalte in WHO- 

TEQ angegeben, welchen die WHO-TEF (van den Berg et al. 1998) zugrunde liegen.


1.2.2 Tolerierbare Aufnahmemenge 

PCDD/F und PCB, darunter auch dl-PCB, sind in der Umwelt und in Lebensmitteln 

seit Jahrzehnten ubiquitär vorhanden. Die Konzentrationen dieser Schadstoffe zeigen 

in Westeuropa sowohl in der Umwelt (Luft, Wasser, Sedimente und Organismen) als 

auch in Futter- und Lebensmitteln seit den 1980er Jahren einen deutlichen Rückgang. 

Nach neuen Risikobeurteilungen werden diese Schadstoffe aber von internationalen 

Expertengremien kritischer beurteilt als früher, so dass − trotz günstiger Entwicklung 

der Kontamination − bestimmte Gruppen von Personen immer noch zu hohe Schadstoffmengen 

aufnehmen. Dies betrifft z. B. Säuglinge und erwachsene Vielverzehrer 

von Fisch. Diese Gruppen können über die Nahrungsaufnahme deutlich höher mit 

PCDD/F und dl-PCB belastet sein als der Durchschnitt der Bevölkerung. 

In den vergangenen zehn Jahren haben mehrere nationale und internationale Expertengremien 

die tolerierbare Aufnahme von PCDD/F und dl-PCB auf der Basis von toxikologischen 

Studien hergeleitet. Als tolerierbare Aufnahme gilt diejenige Menge eines 

Schadstoffs (bzw. einer Gruppe von Schadstoffen mit demselben Wirkmechanismus), 

die täglich über die gesamte Lebenszeit in den Körper aufgenommen werden kann, 

ohne dass sich davon ein nennenswertes Gesundheitsrisiko ergibt. Bei der Herleitung 

der tolerierbaren Aufnahme wird vorausgesetzt, dass auch die empfindlichsten Individuen 

in der Bevölkerung gegen diejenigen gesundheitlichen Schädigungen mit den 

niedrigsten Effektschwellenwerten geschützt sein sollen. Weil diese Wirkungen den 

Fötus betreffen, sind Mädchen und Frauen im gebärfähigen Alter als wichtigste Risikogruppe 

zu betrachten. Da die Halbwertszeit dieser Substanzen im menschlichen 

Organismus mehrere Jahre beträgt, ist die Belastung der Mutter vor dem Zeitpunkt der 

Schwangerschaft (d. h. die in der Mutter akkumulierte Schadstoffmenge) viel entscheidender 

für die Exposition des Fötus als die Belastung der Mutter während der Schwangerschaft. 

Massnahmen zur Reduktion der Belastung mit PCDD/F und dl-PCB müssen 

deshalb bereits bei jungen Frauen im Hinblick auf eine spätere Schwangerschaft ansetzen. 

Entscheidend ist nicht die kurzfristige, sondern die langfristige mittlere Aufnahme 

von PCDD/F und dl-PCB. Deshalb wird deren tolerierbare Aufnahmemenge vom SCF 

und JECFA nicht auf einer Tagesbasis, sondern auf Wochenbasis (TWI) bzw. Monatsbasis 

(PTMI) angegeben (Tab. 4). 

Tab. 4 > Tolerierbare Aufnahmemenge von PCDD/F und dl-PCB in der Risikobewertung von internationalen 

Expertengremien 

Alle Angaben in pg TEQ/kg KG/Bezugszeitraum 

Gremium Tolerierbare 

Aufnahmemenge 

Bezugszeitraum umgerechnet als TDI 

(pg WHO-TEQ/kg KG/Tag) 

WHO (2000) TDI 1–4 1 Tag 1–4 

SCF (2001) TWI 14 1 Woche 2 

JECFA (2002) PTMI 70 1 Monat 2,3 

World Health Organization (WHO) 2000; Scientific Committee on Food (SCF) 2001; Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives 

(JECFA) 2002


Für die weniger empfindliche Bevölkerungsgruppe, d. h. Frauen nach der Menopause 

sowie Knaben und Männer, sind für die gesundheitliche Risikobewertung von Dioxinen 

und dioxinähnlichen Verbindungen andere toxische Wirkungen massgebend, welche 

für empfindliche Stadien der Individualentwicklung nicht relevant sind. Erst kürzlich 

wurde von der schwedischen Lebensmittelsicherheitsbehörde ein TDI für nichtentwicklungstoxische 

Effekte abgeleitet (Hanberg et al. 2007). Als kritischer Effekt 

wurde dabei die von PCDD/F und dl-PCB ausgehende krebserzeugende Wirkung erkannt. 

Abhängig vom gewählten Szenario wurde der TDI bei 2 resp. 10 pg WHO- 

TEQ/kg KG/Tag festgelegt. 

Für den Schutz vor nicht-entwicklungstoxischen Effekten, die durch PCDD/F und 

dl-PCB verursacht werden können, hat das nationale Expertengremium des Vereinigten 

Königreichs (SACN) einen Richtwert von 8 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag abgeleitet. Dieser 

Wert wird auch für den Schutz vor einem erhöhten Krebsrisiko, dem wichtigsten 

nicht-entwicklungstoxischen Effekt, als ausreichend erachtet (SACN 2004).


1.3 Bestimmung von PCB in Fischen 

1.3.1 Anforderungen an Probenahmeverfahren und Analysenmethoden 

Werden Lebensmittel zur amtlichen Kontrolle des Gehalts an Dioxinen und dl-PCB 

untersucht, gelten die Anforderungen gemäss Anhang II der Verordnung (EG) 

Nr. 1883/2006 der Kommission vom 19. Dezember 2006 (EC 2006c). 

1.3.2 Probenahme 

Sämtliche relevanten Aspekte der Probenahme sollen dokumentiert werden: genaue 

Lage des Orts sowie Art, Grösse, Gewicht und Geschlecht der Fische. Zu beachten sind 

insbesondere Massnahmen zur Vermeidung der Kontamination von Proben bei der 

Verpackung, beim Transport und bei der Aufbewahrung. Als geeignetes Verpackungsmaterial 

der Fische hat sich mit Lösungsmitteln vorgereinigte Alufolie erwiesen. 

Sie dient zugleich als Lichtschutz, da PCDD/F und PCB unter dem Einfluss der 

UV-Strahlung von Sonnenlicht abgebaut werden können. Die Proben sollen möglichst 

rasch tiefgekühlt und in diesem Zustand bis zur Analyse aufbewahrt werden. 

1.3.3 Probenvorbereitung 

Die Probenvorbereitung beginnt mit dem Ausnehmen und Zerlegen der Fische. Im 

Hinblick auf eine Risikoabschätzung für Konsumenten wird üblicherweise nur der 

essbare Anteil, das Filet, untersucht, mit oder ohne Haut. Unter der Haut befindet sich 

eine isolierende Fettschicht, die mit einem glatten Messer abgezogen und zur Probe 

gegeben werden soll. Auf jeden Fall soll das analysierte Probenmaterial genau beschrieben 

werden. 

Nach Homogenisieren der Probe wird ein Teil des Homogenats zur Fettbestimmung 

eingesetzt. Die Bestimmung des Fettgehalts ist von Bedeutung, da damit die auf 

Frischgewicht bezogenen Analyseergebnisse auf Fettbasis umgerechnet werden können. 

Dies ist aus Gründen der Vergleichbarkeit mit Literaturdaten wichtig, da Dioxin- 

und PCB-Daten in der wissenschaftlichen Literatur oft ausschliesslich auf den Fettanteil 

bezogen sind. Der Fettgehalt wird durch Extraktion mit apolaren Lösungsmitteln 

wie n-Hexan, n-Pentan, Diethylether, Dichlormethan, Cyclohexan, Toluol oder Lösungsmittelgemischen 

und anschliessende gravimetrische Bestimmung des extrahierten 

Fettanteils bestimmt. Als Extraktionsverfahren kommen Soxhlet-Extraktion, accelerated 

solvent extraction (ASE) oder Flüssigextraktion durch Ausschütteln mit Lösungsmitteln 

in Frage. Bei letzterer wird die homogenisierte Probe in Wasser suspendiert 

und mit einem Lösungsmittelgemisch bestehend aus Ethanol, Diethylether und 

n-Pentan extrahiert. Der Vorteil dieser Methode liegt in der relativ grossen Probenmenge 

(bis 100 g), die mit dieser Methode verarbeitet werden kann, was im Hinblick 

auf die Nachweisgrenze des Verfahrens von Vorteil sein kann. Erfahrungsgemäss ist


für die Bestimmung von dl-PCB ca. 1 g Fett erforderlich; falls auch PCDD/F bestimmt 

werden sollen, liegt die entsprechende Mindestmenge bei ca. 5 g. 

Im folgenden Schritt wird die Probenmatrix (Fett) von den zu messenden PCDD/F und 

dl-PCB abgetrennt. Dazu eignen sich die Gelpermeations-Chromatographie (GPC) 

oder die Zerstörung (Hydrolyse) des Fetts mit konzentrierter Schwefelsäure. PCDD/F 

und PCB überstehen diese Behandlung und können anschliessend aus dem Hydrolysat 

extrahiert werden. Grössere Fettmengen können an saurem oder basischem Kieselgel 

adsorbiert und hydrolysiert bzw. verseift werden. Im nächsten Vorbereitungsschritt 

erfolgt eine flüssigchromatographische Separierung in PCDD/F/dl-PCB (PCDD, PCDF 

sowie non- und mono-ortho-chlorsubstituierte dl-PCB) und i-PCB (di-ortho-chlorsubstituierte 

PCB). Im letzten Schritt werden PCDD/F und non-ortho-chlorsubstituierte dl- 

PCB (PCB 77, 81, 126 und 169) von den übrigen, mono-ortho-chlorsubstituierten PCB 

abgetrennt. Dieser Schritt ist empfehlenswert, da damit PCB 126, welches mit einem 

TEF von 0,1 den grössten Anteil zur WHO-TEQ-Summenkonzentration aller dl-PCB- 

Kongenere beiträgt (60–85 %), von möglicherweise interferierenden anderen PCB- 

Kongeneren abgetrennt werden kann. 

Die quantitative Bestimmung der i-PCB kann entweder über GC-ECD (Gaschromatographie 

mit Elektroneneinfangdetektion (GC-ECD), durch Vergleich mit einem Referenzgemisch 

der zu bestimmenden Kongenere (PCB 28, 52, 101, 118, 138, 153 und 

180) oder mittels Gaschromatographie mit Massenspektrometrie (GC-MS) und einem 

Vergleich mit isotopenmarkierten, vor der Probenvorbereitung zugegebenen internen 

Referenzkongeneren, erfolgen. Für die quantitative Bestimmung von PCDD/F und dl- 

PCB kommt wegen der erforderlichen hohen Spezifität und Nachweisempfindlichkeit 

ausschliesslich GC-MS zum Einsatz. Für die Spurenbestimmung von PCDD/F und dl- 

PCB hat sich wegen ihrer hohen diesbezüglichen Leistungsfähigkeit die GC-MS mit 

hochauflösender Massenspektrometrie allgemein durchgesetzt. 

Da PCB sowohl in technischen Gemischen als auch in Umweltproben als Mischungen 

sehr vieler Kongenere vorliegen, ist eine Einzelbestimmung aller Komponenten wegen 

des enormen Aufwandes in der Praxis nicht sinnvoll. In pragmatischer Vereinfachung 

werden daher lediglich 6 bzw. 7 Hauptkomponenten, sogenannte Indikator-Kongenere, 

bestimmt und als Summenkonzentration berechnet. Es handelt sich dabei um die PCB 

28, 52, 101, (118), 138, 153 und 180. Für deren Bestimmung kann die «Methodenempfehlung 

für die Bestimmung von polychlorierten Biphenylen in Böden mittels GC-MS» 

(BUWAL 2003) als Wegleitung dienen. Allerdings sind die darin beschriebenen Probenaufarbeitungsschritte 

nicht für das fettreiche Probenmaterial Fisch ausgelegt, 

hingegen sind die Hinweise zu Quantifizierung und Qualitätssicherung nützlich. 

Bei Datenerhebungen mit dem Ziel einer gesundheitlichen Beurteilung der Werte sind 

speziell dl-PCB von Interesse, deren Konzentrationen jedoch, mit Ausnahme von 

wenigen Kongeneren wie z. B. PCB 118, um zwei bis drei Grössenordnungen unter 

denjenigen der i-PCB liegen. Daher stellt die Messung von dl-PCB höhere Anforderungen 

an die analytische Methodik. In Lebensmitteln und Umweltproben werden sie 

meist zusammen mit PCDD/F mittels hochauflösender GC-MS bestimmt.


1.3.4 Frischgewichts- oder fettbezogene Angabe der Gehalte 

Der Fettgehalt von Fischen ist je nach Fischart recht unterschiedlich: Er reicht von 

Werten im Muskelgewebe (Filet) um 1 % bei mageren Fischarten (z. B. Flussbarsch) 

über Gehalte unter 10 % bei mittelfetten Arten (z. B. Bachforelle) bis hin zu Fettgehalten 

bis 30 % beim fettreichen Aal. Da der Fettgehalt zudem jahreszeitlichen Schwankungen 

unterworfen ist – die Gehalte liegen im Frühjahr deutlich tiefer als im Herbst –, 

lässt sich die Belastung des Verbrauchers leichter an Gehalten abschätzen, die auf 

Frischgewicht (FG) bezogen sind. Für die Beurteilung der Belastungssituation eines 

Gewässers anhand von Dioxin- oder PCB-Gehalten verschiedener Fischarten eignen 

sich fettbezogene Konzentrationen besser, da für die Anreicherung im Fisch das Fettkompartiment 

massgebend ist. 

1.3.5 Qualitätssicherung 

Im Rahmen der Qualitätssicherung sollten folgende Anforderungen erfüllt werden: 

> Einsatz validierter Methoden (CITAC/EURACHEM 2002) 

> Verwendung zertifizierter Referenzmaterialien zur Validierung der Methode 

> Einsatz isotopenmarkierter interner Standards 

> Bestimmung von Laborblindwerten (mindestens 1 Blindprobe pro Probenserie, 

in grossen Serien 1 Blindprobe pro 5 bis 10 Proben) 

> Regelmässige Teilnahme an Ringversuchen 

> Auffällige Werte durch eine zweite unabhängige Messung bestätigen (B-Probe), 

evtl. unter Beizug eines anderen Labors 

> Angabe der Gehalte bezogen auf Frischgewicht gemäss Verordnung (EG) 

Nr. 1881/2006, Anhang Höchstgehalte für bestimmte Kontaminanten in Lebensmitteln, 

Abschnitt 5: Dioxine und PCB (EC 2006b) 

Darüber hinaus sollten bei der Vergabe von grösseren Probenserien an Dienstleistungslaboratorien 

Proben mit bekannten Gehalten an PCDD/F, PCB und dl-PCB Gehalt in 

die Probenserien eingestreut werden.


1.4 Beschreibung der Problematik in der Schweiz 

Als Umweltschadstoffe sind PCB in der Schweiz in den 1980er Jahren im Zusammenhang 

mit dem Aussterben des Fischotters erstmals erkannt worden. In einer Machbarkeitsstudie 

für die Wiederansiedelung wurde die zu hohe Belastung der Fische mit 

PCB als Problem für den Erfolg eines solchen Projekts genannt. Im Jahr 2007 sind 

PCB in überdurchschnittlich hohen Konzentrationen in Fischen aus der Saane und der 

Birs nachgewiesen worden. Während im Fall der Saane die stillgelegte Deponie von La 

Pila als Quelle für die hohen Gehalte feststeht, sind die Ursachen für die Belastungen 

in der Birs noch nicht geklärt. Dass bei diesen hoch belasteten Fischen die im Lebensmittelrecht 

festgelegte Höchstkonzentration für PCDD/F und dl–PCB überschritten 

wurde, hat diesen Befunden zusätzliches Gewicht verliehen. 

1.5 Ziele des Projekts «PCB in Gewässern und Fischen der Schweiz» 

Ziele des vorliegenden Projekts umfassen: 

> Anhand bisher vorliegender Daten über PCB, insbesondere über dl-PCB und 

PCDD/F, in einheimischen Gewässern und Fischen soll eine Übersicht über die Situation 

in der Schweiz gewonnen werden. Dabei soll abgeklärt werden, in welchem 

Rahmen sich die Hintergrundbelastung bewegt und ob bestimmte Gewässer oder 

Fischspezies überdurchschnittlich hoch belastet sind. Zur Vervollständigung dieser 

Übersicht sollen, falls vorhanden, auch PCB-Gehalte von Sedimenten, Schwebstoffen 

und Wasserproben aus diesen Gewässern einbezogen werden. 

> Anhand der aktuellen Gehalte in Fischen soll eine allfällige Gesundheitsgefährdung 

beurteilt werden, insbesondere auch im Hinblick auf überdurchschnittlich belastete 

Personengruppen. Zudem soll basierend auf aktuellen Expositionswerten eine ökotoxikologische 

Beurteilung des Risikos für Fische und ausgewählte räuberische Organismen, 

die sich vorwiegend oder ausschliesslich von Fischen ernähren, vorgenommen 

werden. 

> Wo Kenntnislücken und Gefährdungssituationen erkannt werden, sollen geeignete 

Massnahmen vorgeschlagen werden, um die Kenntnisse zu verbessern bzw. die Gefährdung 

von Mensch und/oder Umwelt zu reduzieren. 

Bestandesaufnahme 

Gefährdungsbeurteilung 

Handlungsbedarf


2 > Zusammenstellung der Messdaten 

über Fische, Sedimente und Schwebstoffe 

2.1 Qualität und Präsentation der Daten 

Das vorliegende Datenmaterial erstreckt sich über den Zeitraum von 1990 bis 2009 und 

ist in vielerlei Hinsicht sehr heterogen. Konzept und Einzelheiten der Probenahme sind 

oft nicht oder mangelhaft dokumentiert. So fehlen insbesondere Angaben zum Gesundheitsstatus 

der Fische und zur Wasserqualität. Die mehr als 1300 zusammengetragenen 

Datensätze sind nicht einheitlich und zum Teil unvollständig. Als Probenmaterial 

dienten Muskelgewebe (Filet) oder ganze Fische. Die Daten zu den untersuchten 

Proben enthalten in allen Fällen die Fischart; weiterführende Angaben (Alter, Gewicht, 

Länge Geschlecht) sind jedoch sehr unvollständig. Die nachzuweisenden Stoffgruppen 

(i-PCB, dl-PCB und PCDD/F) wurden je nach Zielsetzung der Untersuchungen ausgewählt; 

dementsprechend sind die Gehaltsangaben nicht einheitlich sondern basieren auf 

unterschiedlichen PCB- und PCDD/F-Kongeneren: 

> Summe der 3 i-PCB 138, 153, 180 

> Summe der 6 i-PCB 28, 52, 101, 138, 153, 180 

> Summe der 7 i-PCB 28, 52, 101, 118, 138, 153, 180 

> Summe der dl-PCB in WHO-TEQ 

> Summe der PCDD/F in WHO-TEQ 

Schliesslich beeinflussen Unterschiede der eingesetzten Analysenmethoden, wie zum 

Beispiel die Trennleistungen der Chromatografie, Bestimmungsgrenzen und Laborblindwerte, 

die Qualität der Resultate. Insbesondere die Bestimmungsgrenzen und 

Laborblindwerte sind bei tiefen Konzentrationen von grosser Bedeutung. 

2.2 Umrechnung von Messresultaten für i-PCB in dl-PCB 

Messresultate die auf Summenwerten aus unterschiedlichen Einzelkongeneren basieren, 

lassen sich nicht direkt miteinander vergleichen. Da die Kongenerenmuster von 

PCB in Fischen meist in engen Grenzen variieren, lassen sich Umrechnungsfaktoren 

ableiten, um Schätzwerte für die Gehalte von nicht analytisch bestimmten Kongenerengruppen 

näherungsweise hochzurechnen. Dieser Ansatz wurde verwendet, um trotz 

Heterogenität des Datenmaterials eine möglichst gute Vergleichbarkeit der Messergebnisse 

zu erreichen. Die im Weiteren verwendet Umrechnungsfaktoren sind in Tab. 5 

zusammengestellt und basieren auf den für diesen Bericht verfügbaren vollständigen 

Datensätzen mit Gehaltsangaben für i-PCB, dl-PCB. Der Umrechnungsfaktor i-/dl-PCB 

basiert auf 146 vollständigen Datensätzen, diejenigen für 6 i-PCB/3 i-PCB bzw. 

7 i-PCB auf 612 Sätzen.

2 > Zusammenstellung der Messdaten über Fische, Sedimente und Schwebstoffe 27 

Tab. 5 > Umrechnungsfaktoren zur Berechnung von Schätzwerten für Summengehalte 

von dl-PCB und 6 i-PCB 

Umrechnung von … dl-PCB (WHO-TEQ) 

[pg/g] 

Umrechnung in … Umrechnung in … 

Summe 6 i-PCB 

[ng/g] 

dl-PCB (WHO-TEQ) [pg/g] 1 8,79 

Summe 3 i-PCB [ng/g] 0,136 1,20 

Summe 6 i-PCB [ng/g] 0,114 1 

Summe 7 i-PCB [ng/g] 0,0985 0,874 

Ein dl-PCB-Gehalt von 8 pg WHO-TEQ/g FG entspricht demnach etwa 70 ng Summe 

i-PCB/g FG. 

Zu beachten ist, dass die Summenkonzentration der i-PCB nicht dem Gesamtgehalt an 

PCB entspricht. Die drei Kongenere PCB 138, 153 und 180 machen im Fall von Humanfett 

nur etwa 60 % des wahren Gesamtgehalts aus. Für Fische liegen keine entsprechenden 

Schätzungen für die Berechnung des Gesamtgehalts vor. In einem Gutachten 

der Europäischen Behörde für Lebensmittelsicherheit EFSA (European Food Safety 

Authority (EFSA) 2005b) über PCB in Lebens- und Futtermitteln wird festgehalten, 

dass der Summengehalt der 6 i-PCB etwa 50 % des tatsächlichen PCB-Gesamtgehalts 

entspreche. 

In einem Teil der Datensätze liegen einzelne Konzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenzen. 

In diesen Fällen wurden zur Ermittlung von Summenwerten für die 

nicht nachgewiesenen Kongenere anstelle der Bestimmungsgrenzen Nullwerte verwendet. 

Solche Summenwerte müssen daher als Minimalgehalte betrachtet werden 

(lower bound limit). 

Aus Gründen der Übersichtlichkeit werden die gemessenen Gehalte an PCB und 

PCDD/F in folgenden Summenwerten zusammengefasst (vgl. Tab. 2, Berechnung 

gemäss 1.2.1): 

> i-PCB [ng/g]: Summe der 6 i-PCB Kongenere 

> dl-PCB [pg/g]: Summe der WHO-TEQ (Toxizitätsäquivalente nach WHO) 

> PCDD/F [pg/g]: Summe der WHO-TEQ (Toxizitätsäquivalente nach WHO) 

> PCDD/F und dl-PCB [pg/g]: Summe der WHO-TEQ 

(Toxizitätsäquivalente nach WHO) 

In den Abbildungen bedeuten geschlossene Symbole generell Einzelproben, offene 

Symbole stehen für Mischproben. Ebenso sind Werte, welche sowohl PCDD/F als auch 

dl-PCB einschliessen durch Kreise dargestellt, ausschliessliche dl-PCB Gehalte als 

Dreiecke. Der hellblaue Bereich steht in sämtlichen Abbildungen für den Bereich 

unterhalb der HK für PCDD/F und dl-PCB von 8 pg WHO-TEQ/g FG.


2.3 PCDD/F, dl-PCB und i-PCB in Fischen aus Schweizer Gewässern 

2.3.1 Birs und Doubs mit Einzugsgebiet sowie Birsig, Frenke und Ergolz 

In Fischen aus der Birs, welche die Kantone Bern, Jura und Basel-Landschaft durchquert, 

wurden 2008 und 2009 dl-PCB-Gehalte gemessen, die teilweise die HK bei weitem 

überschreiten. In Abb. 3 sind die Gehalte in Fischen aus der Birs und ihrem Einzugsgebiet 

sowie aus den Flüssen Birsig, Frenke und Ergolz dargestellt. Bei den 

insgesamt 63 Proben (56 Bachforellen, 5 Äschen und 2 Alet) handelt es sich um 

45 Einzel- und 18 Mischproben von 3 bis 5 Individuen. Während die dl-PCB-Gehalte 

der beiden Proben aus dem Quellgebiet von Sorne und Scheulte, zwei Seitenarmen der 

Birs, mit 2,5 bzw. 1,6 pg WHO-TEQ/g FG im Bereich der Hintergrundbelastung liegen, 

finden sich in den Fischen aus der Birs praktisch über die gesamte Länge Proben 

mit Werten oberhalb der HK. Unterhalb des Stauwehrs von Choindez wurden sogar 

etliche Werte im Bereich bis 40 pg WHO-TEQ/g FG gemessen mit einem Spitzenwert 

von 56 pg WHO-TEQ/g FG. Der Anteil der PCDD/F am WHO-TEQ beträgt über alle 

Proben im Mittel 6,7 ± 4,5 %. 

Abb. 3 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus der Birs und ihrem Einzugsgebiet 

sowie aus Birsig und Ergolz 

PCDD/F und dl-PCB (pg WHO-TEQ/g FG) 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

Saules (Trame) 

Reconvilier 

Moutier 

Choindez 

Courrendlin 

Birs 

Delémont 

Soyhières 

Liesberg 

Zwingen 

Laufen 

Duggingen 

Aesch 

Münchenstein 

PCDD/F und dl-PCB (Einzelproben) 

PCDD/F und dl-PCB (Mischproben) 

dl-PCB (Mischproben) 

Soulce (Folpotat/Sorne) 

Vermes (Gabiare/Scheulte) 

Bubendorf (Frenke) 

Lausen (Ergolz) 

Füllinsdorf (Ergolz) 

Bottmingen (Birsig)


In den Flüssen Birsig, Frenke und Ergolz (Alet, Bachforelle, Äsche) liegen die Gehalte 

von dl-PCB und PCDD/F zwischen 3,2 und 7,2 pg WHO-TEQ/g FG. Der Anteil von 

PCDD/F am Gesamtgehalt an WHO-TEQ beträgt 5 Prozent. Diese Flüsse sind stark 

von menschlichen Aktivitäten wie Siedlungsentwässerung, Gewerbe und Industrie 

geprägt. 

Im Doubs und seinen Zuflüssen (Abb. 4) wurden in Bachforellen durchwegs dl-PCB- 

Gehalte unterhalb der HK gemessen mit einem Maximalwert von 3,2 pg WHO- 

TEQ/g FG. Der Anteil der PCDD/F am Gesamtgehalt an WHO-TEQ beträgt über alle 

Proben im Mittel 15 ± 3 %. 

Abb. 4 > dl-PCB und PCDD/F in Fischen aus dem Doubs und seinen Zuflüssen aus dem Jura 

(Allaine und Vendline) 


4 

3 

2 

1 

0 

Bellefontaine 

(St-Ursanne) 

Les Graviers 

(La Chaux-de-Fonds) 

Doubs Allaine 

Porrentruy 

Buix (Boncourt) 

Beurnevésin (Bonfol) 

Vendline 

Einzelproben 

Mischproben


2.3.2 Neuenburger Jura und Neuenburgersee 

Sämtliche Gehalte in Fischen aus Gewässern im Neuenburger Jura und dem Neuenburgersee 

liegen deutlich unterhalb der HK (Abb. 5). Die sehr unterschiedlichen Gehalte 

der beiden Proben aus dem Neuenburgersee (4,5 pg WHO-TEQ/g FG für eine Mischprobe 

von 10 Felchen mit einem mittleren Fettgehalt von 9,6 %, 0.36 pg WHO- 

TEQ/g FG für eine Mischprobe von 10 Flussbarschen mit einem mittleren Fettgehalt 

von 1,2 %) sind auf die unterschiedlichen Fettgehalte der beiden untersuchten Fischarten 

zurückzuführen; die fettbezogenen Gehalte liegen näher beieinander. Da die Fettgehalte 

der übrigen Proben (1 Äsche, 22 Bachforellen) nicht bekannt sind, können hier 

keine entsprechenden Vergleiche angestellt werden. 

Abb. 5 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus Gewässern im Neuenburger Jura (Areuse, Seyon) 

und dem Neuenburgersee 


8 

6 

4 

2 

0 

Buttes (Buttes) 

Fleurier 

Môtiers 

Areuse 

Couvet 

Travers 

Boudry 

Seyon (Valangin) 

Neuenburgersee 

Einzelproben 

Mischproben


2.3.3 Aare und Einzugsgebiet 

Im Zusammenhang mit den seit dem Jahr 2000 beobachteten aussergewöhnlichen 

Gonadendeformationen von Felchen aus dem Thunersee ist die Belastung dieser Spezies 

durch PCB und andere persistente Chemikalien gut untersucht und dokumentiert 

(Bogdal et al. 2009): Praktisch alle in Felchen aus dem Thunersee sowie in Bachforellen 

aus der Aare bis zum Wohlensee gemessenen Gehalte liegen im tiefen Bereich der 

Hintergrundbelastung unter 4 pg WHO-TEQ/g FG (Abb. 6). Einzig drei Einzelexemplare 

von Barben aus der Aare bei Steffisburg wiesen Gehalte im Bereich der HK auf 

und überschritten diese teilweise. Ab dem Wohlensee und der Einmündung der Saane 

sowie im Bielersee ist eine leichte Zunahme der Gehalte zu beobachten mit vereinzelten 

Überschreitungen der HK bei zwei Mischproben aus dem Hagneckkanal und der 

alten Aare (Barben mit 9,6 bzw. 9,9 pg WHO-TEQ/g FG) sowie einer einzelnen Bachforelle 

aus der Langeten mit 15,6 pg WHO-TEQ/g FG, einem überdurchschnittlich 

grossen und vermutlich auch alten Exemplar. Die PCB-Gehalte von Fischen aus Zuflüssen 

der Aare (Emme, Ilfis, Önz und Schüss) liegen, mit Ausnahme der im folgenden 

Abschnitt diskutierten Saane sowie der Langeten, im Bereich der Hintergrundbelastung, 

also unter 4 pg WHO-TEQ/g FG. 

Abb. 6 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus der Aare und ihrem Einzugsgebiet ausser der Saane 


15 

10 

5 

0 

Einmündung der Saane 

dl-PCB (Einzelproben) 



Emme 

Blausee (Fischzucht) 

Aare (Meiringen) 

Thunersee 

Kander (Wimmis) 

Aare (Steffisburg) 

Aare (Wichtrach) 

Worble (Ittigen) 

Illiswilbach 

Wohlensee 

Aare (Niderruntige) 

Hagneckkanal 

Sense (Riedliau) 

Bielersee 

Alte Aare (Aarberg) 

Alte Aare (Dotzigen) 

Schüss (Villeret) 

Schüss (Biel) 

Önz (Graben) 

Langeten 

Ilfis (Langnau) 

Langnau 

Burgdorf 

Utzenstorf


2.3.4 Saane und Einzugsgebiet 

Im Zusammenhang mit den durch PCB aus der Deponie von La Pila erhöhten Gehalte 

in Fischen aus der Saane wurden rund 120 Einzel- und Mischproben aus dem Einzugsgebiet 

der Saane einschliesslich der Nebenflüsse Glâne und Gérine auf dl-PCB und 

teilweise auch PCDD/F untersucht; i-PCB wurden in dieser Kampagne nicht gemessen. 

Abb. 7 zeigt die höchsten Gehalte in der näheren Umgebung flussauf- und abwärts von 

La Pila sowie in Gérine und Glâne kurz vor der Einmündung in die Saane; auf weitere 

Punktquellen finden sich keine Hinweise. Insgesamt liegen ca. 20 % der Messwerte 

über der HK; im Abschnitt La Pila – Fribourg übertreffen sogar sämtliche Proben die 

HK. Bei vielen der untersuchten Proben handelt es sich um Mischproben von bis zu 70 

Individuen mit dl-PCB-Gehalten im mittleren Bereich, sodass einzelne Fische innerhalb 

solcher Mischproben auch hohe Gehalte im Bereich des bei einem einzelnen Fisch 

gemessenen Spitzenwerts von 97 pg WHO-TEQ/g FG aufweisen könnten. Die Gehalte 

einiger dieser Mischproben liegen jedoch oberhalb der HK, was insofern bemerkenswert 

ist, als es sich bei einer dieser Mischproben um Flussbarsch (70 Exemplare aus 

dem Schiffenensee) handelt. Wegen ihres geringen Körperfettanteils weist diese Fischspezies 

in der Regel deutlich tiefere auf Frischgewicht bezogene Gehalte auf als fettreichere 

Arten aus derselben Umgebung. 

Abb. 7 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus der Saane und ihrem Einzugsgebiet 


100 

80 

60 

40 

20 

0 

Neirivue (Fischzucht) 

Gruyères 

Rossens 

Arconciel 

Posieux 

Saane 

La Pila 

Gérine (Mündung) 

Glâne (Mündung) 

Fribourg 

Schiffenensee 

Laupen 

PCDD/F und dl-PCB (Einzelproben, Mischproben n5) 

Prez-vers-Siviriez 

Glâne 

Romont 

Villaz-St-Pierre 

Chénens 

Matran 

Villars-sur-Glâne 

Marly 

Gérine


Der Anteil der dl-PCB am WHO-TEQ beträgt über alle Proben, bei denen auch 

PCDD/F bestimmt wurden, im Mittel 94,7 ± 5,4 %. Es wurden diverse Fischarten (Alet, 

Äsche, Bachforelle, Barbe, Brachse, Flussbarsch, Hecht, Karpfen, Regenbogenforelle, 

Rotauge und Zander) untersucht. Da alle Werte auf Frischgewicht bezogen sind und 

Fettgehalte nur vereinzelt verfügbar sind, ist ein direkter Vergleich verschiedener 

Fischarten über fettbezogene Werte nicht möglich. In Abb. 8 sind daher die Werte nach 

Fischarten geordnet dargestellt. Daraus ist ersichtlich, dass die Gehalte fettarmer 

Fischarten wie Alet, Flussbarsch, Hecht, Rotauge und Zander tendenziell eher im 

unteren Teil des Gehaltsbereichs liegen, dass aber auch hier einzelne Messwerte auf 

eine ausserordentliche Belastungssituation hinweisen. 

Abb. 8 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus der Saane und ihrem Einzugsgebiet, 

geordnet nach Fischarten 

Der durchschnittliche Fettgehalt (in Prozent) ist für jede Fischart in Klammern angegeben. 


100 

80 

60 

40 

20 

0 

Alet (1.8 %) 

Äsche (2.7 %) 

Bachforelle (2.9 %) 

Barbe (3.4 %) 

Brachse (6.3 %) 

Flussbarsch (1.4 %) 

PCDD/F und dl-PCB (Einzelproben, Mischproben n5) 

Hecht (0.7 %) 

Karpfen 

Regenbogenforelle (2.2 %) 

Rotauge (1.6 %) 

Zander


2.3.5 Kanton Genf 

Der Hauptteil der vorliegenden Daten für den Genfersee stammt aus den Jahren 2007 

und 2008, ergänzt durch einen kleinen Datensatz aus dem Jahr 2001. Als einziges 

Schweizer Gewässer wurde der Genfersee auch auf die PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte 

einiger Krebsarten untersucht. Alle Daten für die untersuchten Fischarten und Krebse 

sind in den Abb. 9 und 10 dargestellt, jeweils nach Fettgehalt bzw. Länge geordnet. 

Die höchsten PCDD/F- und dl-PCB-Gehalte wurden bei Seesaiblingen gefunden; hier 

wurden bei 6 von insgesamt 24 Exemplaren Gehalte über der HK von 8 pg WHO- 

TEQ/g FG gemessen. Diese hohen Gehalte dürften im hohen Fettgehalt dieser Fischart 

begründet sein; Seesaiblinge wiesen mit 5,3 % den höchsten durchschnittlichen Fettgehalt 

auf, gefolgt von Felchen (3,0 %), Trüsche (1,1 %), Flussbarsch (0,88 %), Bachforelle 

(0,86 %) und Hecht (0,85 %). Der Fettgehalt dieser Bachforellen aus dem Genfersee 

ist jedoch sehr niedrig; typischerweise hat das Muskelfleisch von Bachforellen 

einen Fettgehalt von zwei bis drei Prozent. Zwei Exemplare des fettarmen Hechts 

weisen ebenfalls ähnliche Gehalte wie Seesaiblinge auf. Bei diesen beiden Exemplaren 

handelt es sich um die beiden grössten und schwersten und damit vermutlich auch 

ältesten Fische. Dieser Zusammenhang zwischen Schadstoffgehalt einerseits und 

Fettgehalt bzw. Länge der Fische andererseits ist aus den Abb. 9 und 10 vor allem bei 

den höher belasteten Exemplaren recht deutlich erkennbar. Sämtliche Gehalte der übrigen 

untersuchten Fischarten (Bachforelle, Felchen, Flussbarsch und Trüsche) liegen 

unter 3 pg WHO-TEQ/g FG. Ähnlich tiefe Werte wurden im Jahr 2001 in Mischproben 

von 10 Felchen und 14 Flussbarschen gemessen, mit 1,6 bzw. 0,9 pg WHO-TEQ/g FG. 

Daneben wurden auch Krebse (Kamberkrebs und Signalkrebs) aus dem Genfersee 

untersucht. Die Gehalte liegen alle unter 1 pg WHO-TEQ/g FG, was mit den sehr 

geringen Fettgehalten dieser beiden Spezies von 0,56 bzw. 0,73 % erklärbar ist. 

Genfersee


Abb. 9 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus dem Genfersee 

Die Werte sindfür jede Spezies nach zunehmendem Fettgehalt geordnet 


15 

10 

5 

0 

Bachforelle 

Felchen 

Flussbarsch 

Hecht 

Seesaibling 

Trüsche 

Abb. 10 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen (Einzelexemplare) aus dem Genfersee von 2007/2008 

Die Werte sind für jede Spezies nach zunehmender Länge geordnet 


15 

10 

5 

0 

Bachforelle 

Felchen Hecht 

Einzelproben 

Mischproben 

Seesaibling 

Krebse


In der Rhone bei Verbois wurden im Jahr 2007 einzelne Exemplare von Barben (n = 3), 

Alet (n = 2), Bachforellen (n = 5) und Flussbarschen (n = 2) untersucht. Die gemessenen 

Gehalte bewegten sich zwischen 0,68 und 7,2 pg WHO-TEQ/g FG. Wie Abb. 11 

entnommen werden kann, wiesen Bachforellen mit Gehalten von 4 bis 7,2 pg WHO- 

TEQ/g FG die höchsten Werte auf. Wie bei den Seesaiblingen aus dem Genfersee 

wurden die höchsten Konzentrationen bei den grösseren bzw. schwereren Individuen 

gemessen. Mit durchschnittlich 4,7 % übertrifft der Fettgehalt von Bachforellen denjenigen 

von Barben (4,4 %), Alet (2,8 %) und Flussbarschen (0,58 %). Wiederum wiesen 

die beiden grössten Exemplare von Bachforellen (Körperlängen von 46 und 47 cm bei 

Körpergewichten von 1086 bzw. 1237 g) mit 6,7 und 7,2 pg WHO-TEQ/g FG die 

höchsten Gehalte in der Nähe der HK auf. Diese Exemplare wiesen zudem die höchsten 

Fettgehalte (6,7 und 7,8 %) auf. Die Korrelation von auf Frischgewicht bezogenem 

PCB-Gehalt und Fettanteil ist in Abb. 12 dargestellt. 

Abb. 11 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen (Einzelexemplare) aus der Rhone bei Verbois 


8 

6 

4 

2 

0 

Barbe 

Barbe 

Barbe 

Alet 

Alet 

Bachforelle 

Bachforelle 

Bachforelle 

Bachforelle 

Bachforelle 

Flussbarsch 

dl-PCB 

PCDD/F 

Flussbarsch 

Rhone bei Verbois 

(ca. 10 km westlich von Genf)


Abb. 12 > Korrelation zwischen Fettgehalt und PCDD/F- und dl-PCB-Gehalten bei Fischen aus der Rhone 

bei Verbois (GE) 


8 

6 

4 

2 

BF 

AL 

AL 

BA 

y = 0.77x + 0.58 (R 2 = 0.83) 

FB FB 

0 

0 2 4 

Fettgehalt (%) 

6 8 

BA 

BF 

BF 

BA 

BF 

AL Alet 

BA Barbe 

BF Bachforelle 

FB Flussbarsch 

Drei Einzelproben aus der Versoix (Fangorte Sauverny und Pont de Bossy) wurden im 

Jahre 2007 erhoben. Es handelte sich um zwei Bachforellen und eine Äsche. Die 

entsprechenden Werte liegen alle unter der HK und in demselben Bereich wie die oben 

genannten Gehalte der Fische aus der Rhone bei Verbois. Auch hier wurde mit 

5,6 pg WHO-TEQ/g FG der höchste Wert beim grössten und fettreichsten Exemplar 

gemessen (Bachforelle, Körperlänge 41 cm, Körpergewicht 710 g, Fettanteil 4,1 %) 

gegenüber 1,7 pg WHO-TEQ/g FG (Bachforelle, Körperlänge 29 cm, Körpergewicht 

230 g, Fettgehalt 2,6 %) und 1,8 pg WHO-TEQ/g FG (Äsche). 

BF 

Versoix bei Genf


2.3.6 Kanton Waadt 

Die im Kanton Waadt erhobenen Fischdaten stammen aus den Jahren 1990–1993 

sowie aus einer aktuellen, 2008 durchgeführten Untersuchungskampagne. In Abb. 13 

sind sämtliche Messwerte nach Gewässern und Einzugsgebieten geordnet dargestellt. 

Wie auch in anderen Untersuchungen aus dieser Zeit wurden 1990–1993 nur i-PCB 

bestimmt, was den damaligen Ansprüchen an die PCB-Analytik entsprach. Für die 

vorliegende Auswertung wurden die Gehalte der i-PCB mit den Umrechnungsfaktoren 

aus Tab. 5 in WHO-TEQ-Gehalte umgerechnet. Dabei wurden für nicht nachweisbare 

Kongenere die Bestimmungsgrenze für Einzelkongenere von 10 ng/g FG eingesetzt. 

Damit sind die in Abb. 13 aufgeführten PCB-Konzentrationen als Maximalwerte zu 

betrachten. Allgemein ist zu den Ergebnissen zu bemerken, dass mit Ausnahme der 

PCB-Gehalte von Fischen aus der Venoge sämtliche Messwerte aus dem Jahr 2008 

unterhalb der HK liegen. 

Praktisch alle Messwerte von Bachforellen aus Fischzuchten liegen im unteren Teil des 

Bereichs der Hintergrundbelastung von bis zu 4 pg WHO-TEQ/g FG; lediglich eine 

Fischzucht wies eine minimal höhere Belastung auf. 

Orbe-Thielle, Talent und Mentue münden in den Neuenburgersee, die Broye fliesst in 

den Murtensee. Für diese Gewässer liegen Fischdaten sowohl aus den Jahren 1990– 

1992 über Gehalte an i-PCB als auch teilweise über PCDD/F und dl-PCB aus dem Jahr 

2008 vor. Alle Gehalte liegen im Bereich der Hintergrundbelastung bzw. der Nachweisgrenze. 

Ausnahme ist eine einzige Bachforelle aus der Orbe-Thielle von 1990– 

1993, bei welcher alle Indikatorkongenere ausser PCB 28 nachgewiesen wurden mit 

einer resultierenden Summenkonzentration von 190 ng/g FG. Diese Bachforelle, die 

längste und schwerste aus dem gesamten Datensatz (Länge 35 cm, Gewicht 410 g), 

hätte die HK von 8 pg/g FG vermutlich deutlich überschritten. Wie bereits in Kapitel 

2.3.2 erwähnt, liegen die PCB-Gehalte von je einer Mischprobe aus Felchen und 

Flussbarschen aus dem Neuenburgersee ebenfalls im Bereich der Hintergrundbelastung, 

d. h. deutlich unterhalb der HK (vgl. Abb. 5). 

Alle PCB-Gehalte von Fischen aus den Gewässern Arnon und Grande Eau liegen im 

Bereich der Hintergrundbelastung. 

Die vorliegenden Daten stammen aus den Jahren 1990–1993 sowie 2008. Die Messergebnisse 

von 1990-1993 beziehen sich ausschliesslich auf i-PCB und sind mit einer 

verhältnismässig hohen Bestimmungsgrenze von 10 ng/g FG pro PCB-Kongener 

behaftet. In vielen dieser Proben liegen die Messwerte entweder für sämtliche oder für 

einen Teil der sechs i-PCB-Kongeneren unter der Bestimmungsgrenze (vgl. Abb. 13). 

Erst 2008 wurden PCDD/F und dl-PCB bestimmt. Mit Ausnahme der Venoge liegen 

sämtliche Fischgehalte im Bereich der HK. Einzig in Fischen der Venoge, in welchen 

bereits in den Jahren 1990–1993 hohe Gehalte gemessen worden waren, wurden auch 

2008 Gehalte über der HK gefunden. Leider sind die Fangorte beider Kampagnen nicht 

dokumentiert, sodass die hohen Gehalte keinem bestimmten Flussabschnitt zugeordnet 

werden können. Auffallend ist die Tatsache, dass die 1990–1993 in hoch belasteten 

Fischen bestimmten Kongenerenmuster der i-PCB eine recht ungewöhnliche Vertei- 

Fischzuchten 

Gewässer im Einzugsgebiet des 

Neuenburgersees und Murtensees 

Einzugsgebiet der Rhone im 

Kanton Waadt 

Zuflüsse zum Genfersee 

(Eau Froide, Venoge, Boiron de 

Morges, Boiron, Aubonne Eau 

Noire und Promenthouse)


lung zeigen (Abb. 14). Im Vergleich zum durchschnittlichen Verteilungsmuster der i- 

PCB in 38 Bachforellen aus den Kantonen GE, VD und VS sind deutlich erhöhte 

Anteile der Kongenere mit 3 und 4 Chlorsubstituenten (PCB 28 und 52) erkennbar, 

welche üblicherweise nur einen kleinen Anteil der Indikatorkongenere ausmachen. Der 

Grund für diese Abweichung ist nicht geklärt. Nicht auszuschliessen ist beispielsweise 

eine Gewässerkontamination durch eine lokale Quelle in der Nähe des Fangorts, welche 

sich durch entsprechende PCB-Gemische mit tiefem Chlorgehalt (Aroclor 1016, 

1232, 1242) auszeichnet. Es bestehen jedoch keine zusätzlichen unterstützenden Hinweise 

für eine solche Vermutung. Da die zur Verfügung stehende Datenbasis älteren 

Datums ist und zudem Aspekte der Qualitätssicherung nicht dokumentiert sind, können 

auch messmethodische Gründe für diese ungewöhnlichen Kongenerenmuster nicht 

ganz ausgeschlossen werden. 

Abb. 13 > PCDD/F und PCB in Fischen aus Gewässern des Kantons Waadt 

Fischzucht 


100 

80 

60 

40 

20 

0 

Cornaux/Chamby 

Neuenburgersee (Concise) 

Orbe (Vallorbe) 

Venoge (L’Isle) 



Orbe-Thielle 

Talent 

PCDD/F und dl-PCB (2008) 

umgerechnet aus 6 Indikator-PCB (1990 - 1993) 

Nachweisgrenze, umgerechnet aus 6 Indikator-PCB (1990 - 1993) 

Mentue 

Broye 

Grande Eau 

Arnon 

Eau Froide 

Venoge 

Boiron de Morges 

Boiron 

Aubonne 

Eau Noire 

Promenthouse 

Zuflüsse zum Genfersee


Abb. 14 > Verteilungsmuster der 6 i-PCB in Bachforellen aus der Venoge (Proben Nr. 716 bis 724 

der Untersuchungskampagne von 1990–1993) im Vergleich mit einem üblichen durchschnittlichen Muster 

von 38 Bachforellen aus den Kantonen GE, VD und VS 

Relativer Anteil (%) 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

716 717 718 719 720 

Venoge (Probe Nr.) 

721 722 723 724 

PCB 180 

PCB 153 

PCB 138 

PCB 101 

PCB 52 

PCB 28 

übliches 

Muster 

(n = 38)


2.3.7 Kanton Wallis 

Diese Untersuchungen wurden alle im Jahr 2008 an Einzelfischen durchgeführt. Bis 

auf einen Hecht und eine Regenbogenforelle wurden ausschliesslich Bachforellen 

untersucht (Abb. 15). Mit zwei Ausnahmen liegen die gemessenen Gehalte unter der 

HK. Von den insgesamt 34 Messwerten lagen 29 (85 %) unterhalb von 4 pg WHO- 

TEQ/g FG und 24 (71 %) sogar unterhalb von 2 pg WHO-TEQ/g FG. Die beiden am 

höchsten belasteten Proben wiesen Gehalte von 11,2 und 9,6 pg WHO-TEQ/g FG auf. 

Es handelt sich dabei um eine Bachforelle aus dem Stockalper-Kanal und um ein 

Exemplar derselben Spezies aus der Dranse. Auffallend ist, dass beim Exemplar aus 

dem Stockalper-Kanal der Anteil von PCDD/F am Gesamtgehalt deutlich höher ist als 

bei den übrigen Fischen. Solche Beobachtungen können auf lokale Quellen von 

PCDD/F mit entsprechendem Eintrag in Gewässer hinweisen. Da diese Beobachtung 

auf einer einzigen Messung beruht, müsste der Befund durch eine gezielte Untersuchung 

überprüft werden. 

Im Vergleich mit frei lebenden Fischen wiesen Bachforellen aus Fischzuchten tendenziell 

tiefere Gehalte an PCDD/F und dl-PCB auf; alle Werte (n = 10) lagen unterhalb 

von 2 pg WHO-TEQ/g FG, die meisten sogar unter 1 pg WHO-TEQ/g FG. 

Abb. 15 > PCDD/F und dl-PCB in Bachforellen, Hecht (H) und Regenbogenforelle (R) 

aus Walliser Fischzuchten und Flüssen 


12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

Fischzucht 

Brig 

Sierre 

Vernayaz 

Vouvry 

Saaservispa (Eisten) 

Mattervispa (St. Niklaus) 

Vispa (Visp) 

Dranse de Bagne 

Dranse de Ferret 

Dranse d’Entremont 

Dranse 

Stockalper-Kanal 

Canal du Syndicat 

Sion-Riddes-Kanal 

Visp 

Leuk-Radet 

Monthey 

Rhone 

R 

H


2.3.8 Rhein und Bodensee 

Für Fische aus Rhein und Bodensee liegen Daten seit 1993 vor. In den 1990er Jahren 

wurden mit wenigen Ausnahmen lediglich Gehalte an i-PCB gemessen; Daten über 

dl-PCB und PCDD/F wurden erst ab 2001 erhoben. Das Spektrum der untersuchten 

Fischarten ist sehr breit: Vom Alpenrhein bis zum Bodensee sind ausschliesslich 

Bachforellen, im Bodensee neben Felchen auch Aal, Flussbarsch, Hasel, Hecht und 

Trüsche und im Hochrhein unterhalb vom Untersee vorwiegend Aal, daneben Barbe, 

Felchen, Flussbarsch, Hecht und Rotauge untersucht worden. 

In den Abb. 16 und 17 sind die verfügbaren Daten über PCDD/F und dl-PCB (Abb. 16) 

sowie i-PCB (Abb. 17) aus dem Zeitraum seit 1993 zusammengestellt. Aus Abb. 16 ist 

ersichtlich, dass in Fischen aus dem Alpenrhein einschliesslich des Bodensees kaum 

mit Überschreitungen der HK gerechnet werden muss; hier liegen sämtliche ab 2001 

gemessenen Gehalte im Bereich der Hintergrundbelastung bis 4 pg WHO-TEQ/g FG. 

Einzig die in der Leber von Trüschen aus dem Bodensee gemessenen Gehalte um 

35 pg WHO-TEQ/g FG überschreiten die HK erheblich. Dem gegenüber sind die 

Gehalte im Muskelfleisch derselben Fische unauffällig; sie liegen im Bereich von 

0,4 WHO-TEQ/g FG (vgl. Abb. 17). Im weiteren Flussverlauf liegen die Gehalte bis 

und mit dem Rheinfallbecken noch unterhalb der HK, überschreiten diese aber weiter 

flussabwärts deutlich. Insbesondere beim Aal, für den wegen seines höheren Fettgehalts 

eine HK von 12 pg WHO-TEQ/g FG besteht, wurden bei Einzelexemplaren 

teilweise massive Überschreitungen der HK festgestellt. Besonders augenfällig ist auch 

ein Extremwert von 70 pg WHO-TEQ/g FG, der in einer Mischprobe von 5 Barben aus 

dem Rhein bei Birsfelden gemessen wurde; dies bei einem nicht besonders hohen 

Fettgehalt von 3,9 %. Auch in der bei Basel in der Rhein mündenden Wiese überschreiten 

die bei Barben gemessenen Gehalte die HK deutlich. Abb. 16 gibt einen Anhaltspunkt 

über die zeitliche Entwicklung der PCB-Gehalte. Daraus ist ersichtlich, dass 

die 1994 im Obersee hauptsächlich in Felchen gemessenen Gehalte heute nicht mehr 

erreicht werden. Auch die aktuellen PCB-Gehalte in Aal – sie liegen zwar mehrheitlich 

immer noch deutlich oberhalb der HK – erreichen die in den 1990er Jahren gemessenen 

Werte nicht mehr. 

Für die PCB-Belastung von Fischen aus Bodensee und Rhein (Hoch- und Oberrhein) 

sind Vergleichswerte aus dem Zeitraum von 1971 bis 1981 verfügbar (Eichner 1973, 

Binnemann et al. 1983). Bereits 1971 wurde beobachtet, dass Fische aus dem Hochrhein 

deutliche höhere PCB-Gehalte aufwiesen als ihre Artgenossen aus dem Bodensee, 

was damals auf zunehmende Industrieeinflüsse zurückgeführt wurde (Eichner 

1973). Für den Zeitraum von 1976 bis 1981 wurde eine erhebliche Abnahme der PCB- 

Belastung von Rheinfischen festgestellt. 1981 lagen die durchschnittlichen Gehalte bei 

Rheinfischen noch bei 90 und 190 ng i-PCB 1 /g FG in Fischen aus Bodensee bzw. 

Hochrhein, was auf Grund der für die vorliegende Studie verfügbaren Daten etwa der 

Situation in den 1990er Jahren entspricht. 

1 umgerechnet basierend auf der Annahme, dass die 6 Indikator-PCB etwa 50 % des PCB-Gesamtgehalts entsprechen (vgl. Kap. 2.1)


Abb. 16 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus Rhein und Bodensee ab 2001 

Die hellblaue Fläche entspricht dem Konzentrationsbereich unterhalb der HK für Fische mit 

normalem Fettgehalt; die blau gefärbte Fläche markiert den Bereich unterhalb der für Aal zulässigen 

HK (12 pg WHO-TEQ/g FG). 

Symbole in Pastellfarben: Werte bis 2000; Symbole in satten Farben: Werte ab 2001 

Summe 6 i-PCB (ng/g FG) 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

Vorderrhein (Ilanz) 

Vorderrhein (Valendas) 

Bodensee 

Hochrhein 

Hinterrhein (Rothenbrunnen) 

Alpenrhein (Haldenstein) 

Landquart (Serneus) 

Obersee 

Konstanz 

Untersee 

Stein am Rhein 

Diessenhofen 

Rheinfallbecken 

Aal (Einzelproben) 

Aal (Mischproben) 

übrige Fischarten (Einzelproben) 

übrige Fischarten (Mischproben) 

Trüschenleber (Mischproben) 

Reckingen 

Schwörstadt 

Grenzach 

Oberrhein (Kembs)


Abb. 17 > i-PCB in Fischen aus Rhein und Bodensee 

Die hellblaue Fläche entspricht dem Konzentrationsbereich unterhalb der HK für Fische mit 

normalem Fettgehalt (8 pg WHO-TEQ/g FG); die blaue Fläche markiert zusätzlich den Bereich 

unterhalb der für den fettreicheren Aal zulässigen HK (12 pg WHO-TEQ/g FG). 


100 

80 

60 

40 

20 

0 

Vorderrhein (Valendas) 

Alpenrhein (Haldenstein) 

Hinterrhein (Rothenbrunnen) 

Landquart (Serneus) 

Bodensee 

Stein am Rhein 

Hochrhein 

Rheinfallbecken 

Birsfelden 

Augst 

Aal (Einzelproben) 

Aal (Mischproben) 

übrige Fischarten (Mischproben) 

Trüschenleber (Mischproben) 

Wiese 

Oberrhein (Kembs)


2.3.9 Kanton Zürich 

Die Daten von Zürcher Gewässern sind in Abb. 18 zusammengestellt. Fische aus 

Limmat und Töss sowie aus Greifen- und Zürichsee weisen durchwegs PCDD/F- und 

dl-PCB-Gehalte unterhalb der HK auf. Einzig die Gehalte in den Fischen aus der Glatt 

zeigen nach dem Ausfluss aus dem Greifensee zeigen eine in Fliessrichtung steigende 

Tendenz mit einem Spitzenwert von 28 pg WHO-TEQ/g FG in einer auf der Höhe von 

Hochfelden gefangenen Barbe. Bei allen Proben, in denen sowohl PCDD/F als auch 

PCB bestimmt wurden, liegt der Anteil der PCDD/F am Totalgehalt an WHO-TEQ 

unter 15 %. 

Abb. 18 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus Zürcher Fliessgewässern und Seen 

Probenahme im Jahr 2008 


30 

20 

10 

0 

Töss 

Eulach 

Pfungen 

Zürichsee 

Limmat 

Sihl (Leimbach) 

Dietikon 

Furtbach (Otelfingen) 

Greifensee 

Dübendorf 

Glatt 

PCDD/F und dl-PCB (Einzelproben) 



Aubrücke 

Leutschenbach 

Niederglatt 

Hochfelden


2.3.10 Kantone Appenzell Innerrhoden und St. Gallen 

Die Daten von ausgewählten ostschweizerischen Gewässern sind in Abb. 19 zusammengestellt. 

Sie wurden in zwei Kampagnen erhoben, und sämtliche Daten stammen 

von Mischproben von 3 bis 14 Einzelexemplaren. Obwohl in der ersten Kampagne von 

1991/1992 lediglich PCB bestimmt wurden, sind diese Werte mit den in der zweiten 

Kampagne von 2008 gemessenen recht gut vergleichbar – der Anteil der PCDD/F am 

Gesamtgehalt liegt meistens unter 10 %. Die aktuell gemessenen PCDD/F- und 

dl-PCB-Gehalte liegen allesamt unterhalb der HK und mit wenigen Ausnahmen im 

Bereich der Hintergrundbelastung (< 4 pg WHO-TEQ/g FG). Die in leichtem Grad 

höher belasteten Fische wurden durchwegs in Fliessgewässern unterhalb von Deponien 

gefangen. Die höchsten Werte wurden 1992/1993 in Fischen aus dem Linthkanal 

gemessen. Für dieses Gewässer lässt sich daraus aber kein einheitliches Bild für die 

frühere Situation ableiten, da neben diesen hohen Werten 1992/1993 auch Werte im 

Bereich der Hintergrundbelastung gemessen wurden. Der 2008 gemessene Wert ist 

unauffällig und liegt im Bereich der Hintergrundbelastung. 

Abb. 19 > PCDD/F und dl-PCB in Mischproben von Fischen aus Gewässern der Ostschweiz 


25 

20 

15 

10 

5 

0 

Thur 

Lichtensteig 

Dietfurterbach 

Niederbüren 

Glatt (Flawil) 

Alpsteinseen 

Fälensee 

Sämtisersee 

Seealpsee 

Sitter (St. Gallen) 

Häflibach (Mörschwil) 

Rheintaler Binnenkanal (Widnau) 

Werdenberger Binnenkanal (Lienz) 

Mülbach (Wartau) 

Giessen (Buchs) 

PCDD/F und dl-PCB (2008) 

nur dl-PCB (1992/1993) 

umgerechnet aus 6 i-PCB (1992) 

Seez (Walenstadt) 

Walensee 

Linthkanal


2.3.11 Kanton Graubünden (Inn und Einzugsgebiet) 

Die Daten von Fischen aus dem Inn und seinem Einzugsgebiet stammen aus den Jahren 

1996 und 2004. 1996 wurden vor dem Hintergrund eines Projekts zur Wiederansiedelung 

des Fischotters i-PCB gemessen. 2004 wurden im Zusammenhang mit einem 

Äschensterben im Inn an Äschen und Bachforellen neben weiteren persistenten Fremdstoffen 

auch PCDD/F und PCB bestimmt. In den Daten aus dem Jahr 1996 finden sich 

zum Teil Gehalte, die umgerechnet auf PCDD/F und dl-PCB die HK vermutlich übersteigen 

(Abb. 20). Dabei wurden insbesondere bei Fischen aus dem bei Zernez in den 

Inn einmündenden Spöl durchgehend erhöhte Gehalte festgestellt. Die Ursachen dieser 

auffälligen Belastung sind nicht bekannt und wurden auch nicht weiter erforscht. 

Ebenso ist unbekannt, ob die Belastung der Fische im Spöl heute noch in diesem 

Bereich liegt. Bei den Messungen aus dem Jahr 2004 wurden durchgehend tiefe Gehalte 

von maximal etwa der Hälfte der HK gemessen (Abb. 21). Diese Werte sind vergleichbar 

mit den in Fischen aus Bergseen desselben Gebiets gemessenen Gehalten und 

können daher als Hintergrundbelastung eingestuft werden. 

Abb. 20 > Auf Frischgewicht bezogene Gehalte an i-PCB in Fischen aus den Jahren 1996 und 2004 

aus dem Inn und seinem Einzugsgebiet im Engadin 


300 

200 

100 

0 

Champfèr 

(Buocha Sela) 

Celerina 

Bernina Suot 

Ova da Bernina 

Bever 

(Gravatscha) 

S-chanf 

Spöl 

Zernez 

Zernez 

(Pra dal Bruoi) 

1996 (Einzelproben) 

2004 (Mischproben) 

Sent 

(Kraftwerk, Rechen)


Abb. 21 > PCDD/F, dl-PCB und i-PCB in Fischen (Mischproben von 2004) aus dem Inn 



40 4 

30 

20 

10 

3 

2 

1 

0 

Champfèr, Buocha Sela 

(Äsche) 

2.3.12 Kanton Tessin 

Champfèr, Buocha Sela 

(Bachforelle) 

Celerina 

(Bachforelle) 

Celerina 

(Bachforelle) 

Bever, Gravatscha 

(Äsche) 

dl-PCB 

PCDD/F 

Summe 6 i-PCB 

S-chanf 

(Äsche) 

Das umfassendste Datenmaterial liegt für den Langensee (275 Mischproben) und den 

Luganersee (34 Mischproben) vor, mit einem Untersuchungszeitraum von 1993 bis 

heute. Hier wurden hauptsächlich die Fischarten Agone, Flussbarsch, Bondella (Felchen) 

und Seesaibling untersucht. In den Zuflüssen der beiden Seen und ihren Seitenarmen 

wurden ausschliesslich Bachforellen gefangen. Bis 2007 wurden nur i-PCB 

bestimmt; PCDD/F und dl-PCB sind erst im Jahr 2008 in Agonen aus dem Luganersee 

und dem Langensee analysiert worden. In Abb. 22 ist klar ersichtlich, dass die PCB- 

Belastung der Fische aus allen beprobten Fliessgewässern im Bereich der Hintergrundbelastung 

und damit deutlich unter der HK liegt. Anders präsentiert sich die Situation 

beim Langensee und Luganersee. Hier wurden die höchsten Durchschnittsgehalte 

gemessen, welche im Langensee die HK deutlich überschreiten. Der Grund für die im 

Vergleich zu den übrigen Fischarten hohen PCB-Gehalte in Agonen dürfte im verhältnismässig 

hohen Fettgehalt dieser Fischart liegen (durchschnittlich 10 % im Langensee 

und 7,5 % im Luganersee). Die durchschnittlichen Fettgehalte der übrigen Fischarten 

betragen 1,2 % (Flussbarsch), 1,8 % (Bachforelle), 4,0 % (Bondella) und 4,7 % (Seesaibling). 

Diese Abstufung der Fettgehalte widerspiegelt sich deutlich in den im Langensee 

bei den verschiedenen Fischarten gemessen PCB-Gehalten.


Die PCB-Belastung der Fische im Langensee wird seit 1993 im Jahresabstand praktisch 

lückenlos untersucht (Ceschi et al. 1996). Anhand dieser Daten lässt sich die 

zeitliche Entwicklung der Gehalte für den Langensee bis 1993 zurückverfolgen 

(Abb. 23). Unter der Voraussetzung, dass die Daten über diesen langen Zeitraum trotz 

der Entwicklung der analytischen Methodik vergleichbar sind, haben sich die Gehalte 

demgemäss von 1993 bis in Jahr 2000 mehr als verdoppelt und sind danach – abgesehen 

von einer erneuten interimistischen Zunahme im Jahre 2004 – bis 2007 wieder auf 

das Niveau von 1993 zurückgegangen. Dieser Befund wird indirekt bestätigt durch 

eine deutliche Zunahme der PCB-Gehalte von Zebramuscheln (Dreissena polymorpha) 

aus dem Langensee (Bucht von Baveno, Einmündung des Toce) ab dem Frühjahr 2002 

(Binelli et al. 2004). Die Ursache dieser Entwicklung ist nicht bekannt; eine Mobilisierung 

durch das Hochwasser vom Oktober 2000 haben die Autoren ausgeschlossen. 

Abb. 22 > Auf Frischgewicht bezogene Gehalte an i-PCB in Fischen aus Tessiner Gewässern 

im Einzugsgebiet von Langen- und Luganersee 


200 

150 

100 

50 

0 

BF 

Melezza 

BF 

Lavizzara 

BF 

Maggia 

Osura (Verzasca) 

BF BF 

Verzasca 

Morobbia 

Langensee (Verbano) 

BF BF 

Brenno 

Ticino 

SS 

Langensee 

Vedeggio 

Magliasina 

Breggia 

Luganersee (Ceresio) 

durchschnittliche Konzentrationen; alle verfügbaren Daten aus dem Zeitraum 1993-2008 wurden berücksichtig 

AG: Agone, BF: Bachforelle, FB: Flussbarsch, FE: Felchen, SS: Seesaibling 

BF 

AG 

FE 

FB 

BF 

BF 

BF 

BF 

Cassarate 

BF 

Laveggio 

AG 

FB 

Luganersee


Abb. 23 > Zeitliche Entwicklung der PCB-Gehalte verschiedener Fischarten im Langensee 

(mit Angabe der Standardabweichung) 

Für die Agonen aus dem Jahr 2008 liegen auch sechs Messungen von PCDD/F und dl-PCB in 

Einzelfischen vor mit einem Durchschnittswert von 16,5 ± 2,8 pg WHO-TEQ/g FG. 



40 

300 

30 

200 

20 

100 

10 

0 

1995 

2000 

Jahr 

2005 

Agone 

Bondella (Felchen) 

Flussbarsch 

Seesaibling


2.3.13 Mittellandseen 

Abb. 24 zeigt eine Übersicht über die in Fischen aus schweizerischen Mittellandseen 

gemessenen Gehalte an PCDD/F und dl-PCB; die Daten sind zum Teil bereits in der 

vorangegangenen gebietsspezifischen Auswertung dargestellt worden. Sie zeigen 

einerseits, dass sämtliche Werte maximal etwa 50 % der HK erreichen, andererseits 

wird auch hier deutlich, dass fettarme Fischarten wie der Flussbarsch wegen des vergleichsweise 

tieferen Fettgehalts auch entsprechend tiefere PCDD/F- und dl-PCB- 

Gehalte bezogen auf Frischgewicht aufweisen. 

Abb. 24 > PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus schweizerischen Mittellandseen 


5 

4 

3 

2 

1 

0 

FE 

Bielersee 

FB 

FE 

Bodensee 

FB 

FE 

Genfersee 

FE: Felchen, FB: Flussbarsch, RO: Rotauge 

FB 

FE 

Greifensee 

FE 

Neuenburgersee 

FB 

FE 

Sempachersee 

FE 

Thunersee 

FE 

Vierwaldstättersee 

FE 

Walensee 

FE 

Zugersee 

FE 

FB 

Zürichsee 

dl-PCB 

PCDD/F 

RO


2.3.14 Bergseen 

Bei Fischen aus Bergseen kann davon ausgegangen werden, dass POPs wie PCDD/F 

und PCB ausschliesslich auf atmosphärischem Weg in die Einzugsgebiete eingetragen 

werden; entsprechende PCDD/F- und PCB-Gehalte könnten also als Referenz für die 

Hintergrundbelastung geeignet sein. Allerdings ist zu berücksichtigen, dass die speziellen 

Lebensbedingungen in solchen Gewässern (Temperatur, Eisbedeckung, alpine 

Meteorologie) die Aufnahme von solchen persistenten Schadstoffen beeinflussen 

können. Ebenso besteht in manchen Bergseen die Möglichkeit, dass die lokalen Populationen 

durch Besatz aufgestockt sind und daher solche Fische nicht die lokale Gewässerbelastung 

repräsentieren; bei den im Kanton Graubünden beprobten Bergseen 

kann Besatz allerdings während der letzten mindestens 10 Jahre ausgeschlossen werden. 

Die vorliegenden Daten stammen aus zwei Untersuchungen in den Kantonen 

Tessin und Graubünden und zeigen tiefe Gehalte an PCDD/F und PCB (Abb. 25 und 

26). 

Abb. 25 > i-PCB in Fischen aus Bergseen in den Kantonen Tessin und Graubünden 


40 

30 

20 

10 

0 

Lago Inferiore (Cristallina) 

Lago Superiore (Cristallina) 

Tessin 

SS 

RF 

RF 

BS 

Lago Tomè (Val Lavizzara) 

BF, KS, RF, SS 

Lago di Val Sabbia 

BS KS 

Lej da Diavolezza 

BF 

Lai Grond (Macun) 

Lägh dal Lunghin 

Graubünden 

Laghetto Moesola 

BF: Bachforelle, BS: Bachsaibling, KS: Kanadische Seeforelle, RF: Regenbogenforelle, SS: Seesaibling 

KS 

BF 

BS, SS 

Surettasee 

BF 

Lagh dal Teo 

BF, SS 

Lai da Tuma


Abb. 26 > PCDD/F, dl-PCB und i-PCB in Fischen aus Bergseen im Kanton Graubünden 



40 4 

30 

20 

10 

3 

2 

1 

0 

Lej da Diavolezza 

(Kanadische Seeforelle) 

Lai Grond, Macun 

(Bachforelle) 

Lägh dal Lunghin 

(Kanadische Seeforelle) 

Laghetto Moesola 

(Bachforelle) 

2.4 PCB und PCDD/F in Sedimenten und Wasser 

Surettasee 

(Bachsaibling, Seesaibling) 

2.4.1 Aussagekraft von Gehalten in Sediment- und Wasserproben 

Lagh dal Teo 

(Bachforelle) 

dl-PCB 

PCDD/F 

Summe 6 i-PCB 

Lai da Tuma 

(Bachforelle, Seesaibling) 

Wegen ihrer Lipophilie und geringen Wasserlöslichkeit (vgl. Kap. 1.1.3) sorbieren 

PCDD/F und PCB im organischen Anteil von Schwebstoffen. Damit wird der Gehalt in 

Wasser hauptsächlich von der Art und Menge der enthaltenen Schwebstoffe bestimmt; 

der tatsächlich gelöste Anteil ist vergleichsweise unbedeutend. Durch Sedimentation 

der Schwebstoffe reichern sich PCDD/F und PCB in den Gewässersedimenten an, und 

die Gehalte in Sedimenten sind stark von deren Gehalt an organischem Material abhängig. 

Daher können auf die gesamte Sedimenttrockenmasse bezogene PCDD/F- und 

PCB-Gehalte auch innerhalb desselben Gewässers nur mit Vorbehalten verglichen 

werden, d. h. hohe mineralische Anteile können eine Verdünnung von solchen Mikroverunreinigungen 

bewirken. Da in stehenden Gewässern bei ungestörter kontinuierlicher 

Deposition der Schwebstoffe geschichtete Sedimentarchive aufgebaut werden, 

kann aus Untersuchungen von datierten Sedimentschichten die Eintragsgeschichte von 

PCB und ähnlichen Stoffen in die Gewässer rekonstruiert werden. Demgegenüber sind 

die Gehalte in Sedimenten von Fliessgewässern sehr viel schwieriger zu interpretieren,


da hier die Zusammensetzung der Sedimente durch die von der Fliessdynamik abhängige 

Deposition, Remobilisierung und Fraktionierung stark variieren kann. 

2.4.2 PCB-Gehalte in Sedimenten und Wasserproben 

Die verfügbaren Daten über PCB-Gehalte von Sedimenten und Wasserproben sind 

bedeutend weniger umfangreich als diejenigen über die Belastung von Fischen und 

basieren mehrheitlich auf Messungen von i-PCB. Messresultate über Konzentrationen 

von dl-PCB liegen für einige Sedimentproben aus Fliessgewässern des Kantons Bern, 

für einen Sedimentkern aus dem Wohlensee und aus Untersuchungen der Saane und 

ihren Zuflüssen im Kanton Freiburg vor. PCDD/F und dl-PCB wurden lediglich im 

Jahr 2008 in Sedimentproben der Birs im Kanton Baselland und in der Glatt im Kanton 

Zürich bestimmt. Bereits in den Jahren 1999 und 2000 wurden in 10 schweizerischen 

Fliessgewässern PCB und andere Mikroverunreinigungen in Schwebstoffen und Feinsedimenten 

bestimmt (Bundesamt für Umwelt (BAFU) 2003). Tab. 6 (i-PCB) und 7 

(dl-PCB) geben einen Überblick über die gegenwärtige Situation der PCB-Belastung 

von Sedimenten unter Einbezug der Daten von 1999/2000, in welchen gemäss Schlussfolgerung 

der Autoren «in den unteren Flussabschnitten von Limmat, Aare und Birs die 

Einflüsse zivilisatorischer Tätigkeiten eindeutig feststellbar sind». Es fällt auf, dass bei 

vielen Datensätzen ausserordentlich grosse Diskrepanzen zwischen Minimal- und 

Maximalwerten bestehen, welche vermutlich auf die Heterogenität dieses Probenmaterials 

und auf strömungsbedingte Einflüsse zurückzuführen sind. So ist beispielsweise 

unklar, welche Faktoren für den grossen Unterschied der beiden Werte für Sedimentproben 

aus der Aare massgebend sind: In Frage kommen neben unterschiedlichem 

Zeitpunkt und Ort der Probenahme auch methodische Unterschiede. Immerhin wurden 

die höchsten Werte in Sedimenten der Saane aus der Umgebung der Deponie La Pila 

gemessen (Maximalwert 167 ng i-PCB/g TS bzw. 20 pg WHO-TEQ/g TS). Hohe Konzentrationen 

wurden auch in Sedimenten der Birs (Abb. 27, Abb. 28), der Glatt und der 

Limmat gemessen. Während sich die hohen Sedimentgehalte der Birs und der Glatt in 

der Belastung der Fische widerspiegeln (vgl. 2.3.1, Abb. 3), weisen die Fische der 

Limmat allesamt PCB-Gehalte im Bereich der Hintergrundbelastung auf (vgl. 2.3.9, 

Abb. 18). Mögliche Ursachen für diese Diskrepanz können in örtlichen oder zeitlichen 

Unterschieden der Probenahme liegen: Während die Sedimentproben kurz vor der 

Einmündung der Limmat in die Aare entnommen wurden, stammen alle untersuchten 

Fische aus flussaufwärts gelegenen Abschnitten und Seitenarmen. Zudem stammen die 

Sedimentproben aus den Jahren 1999 und 2000, bei den Fischen handelt es sich hingegen 

um aktuelle Proben aus dem Jahr 2008. Zusammengefasst können Sedimente mit 

Gehalten bis etwa 10 ng i-PCB/g TS als eher unbelastet eingestuft werden; deutlich 

höhere Gehalte weisen auf spezifische Belastungen hin.


Abb. 27 > PCB-Belastung von Sedimenten der Birs und ihren Zuflüssen 

Die Sedimentproben sind über die gesamte Fliessstrecke der Birs und ihren Zuflüssen in den Kantonen Bern, Jura und Basel- 

Landschaft entnommen worden. Summe der 6 i-PCB 28, 52, 101, 138, 153, 180 (ohne Berücksichtigung der Bestimmungsgrenzen). 

Birs Zuflüsse der Birs 

< 2 μg/kg TS 

von 2 bis < 5 μg/kg TS 



≥ 20 μg/kg TS 

Abbildung von Dr. Marin Huser, Amt für Umweltschutz und Energie, Kanton Basel-Landschaft 

In Abb. 27 sind die Ergebnisse einer im Mai 2008 vom Kanton Basel-Landschaft 

durchgeführten Untersuchung über die Belastung von Sedimenten der Birs mit 

PCDD/F und PCB (i-PCB und dl-PCB) dargestellt. Dies sind die bisher einzigen in der 

Schweiz verfügbaren Messdaten für PCDD/F und dl-PCB in Flusssedimenten. Das 

Verhältnis der TEF-gewichteten Konzentrationen von dl-PCB zu PCDD/F zeigt eine 

geringe Variabilität: in 11 von 14 Proben liegt es zwischen 0,70 und 1,25, in 2 von 

14 Proben bei 0,49 bzw. 0,59. Das Verhältnis der absoluten Konzentrationen (ohne 

TEF-Gewichtung) von dl-PCB zu PCDD/F in diesen Sedimentproben liegt zwischen 7 

und 21. In einer Sedimentprobe, die im Mündungsbereich der Lützel, eines Seitenarms 

der Birs entnommen wurde, beträgt das Verhältnis der Konzentrationen von dl-PCB zu 

PCDD/F 0,21 (TEF-gewichtet) bzw. 1,3 (absolut). Dies liegt daran, dass in dieser


Probe nur für zwei von 12 dl-PCB Konzentrationen über der Bestimmungsgrenze 

gemessen worden sind. 

Wie die Messungen in den Sedimenten der Birs zeigen, ist der Anteil von PCDD/F am 

Gesamt-TEQ in den Sedimenten wesentlich höher als in Fischen. Diesen Befund haben 

auch Messungen von PCDD/F und dl-PCB in fünf Sedimentproben aus der Glatt 

bestätigt: In diesen Proben lag der Anteil von PCDD/F am GesamT-TEQ zwischen 

27 % und 49 %. Im Gegensatz dazu überwiegt in Fischen der Beitrag von dl-PCB zum 

Gesamt-TEQ denjenigen von PCDD/F bei weitem: er beträgt in der Regel über 90 %. 

Abb. 28 > Konzentrationsverteilung von dl-PCB und PCDD/F sowie von i-PCB in Sedimentproben in der Birs 

im Kanton Basel-Landschaft 

Summe 6 i-PCB (ng/g TS) 

PCDD/F und dl-PCB (pg WHO-TEQ/g TS) 

12 4 

9 

6 

3 

3 

2 

1 

0 

Riederwald 

Liesberg, unterhalb ARA 

Laufen, Glashütte 

Laufen (Lützel) 

Zwingen, Restwasserstrecke KW Obermatt 

Brislach (Lüssel) 

Zwingen, oberhalb ARA 

Nenzlingen, Birsmatte 

Grellingen, unterhalb Dorf 

Abbildung von Dr. Marin Huser, Amt für Umweltschutz und Energie, Kanton Basel-Landschaft 

Aesch, Bahnhof 

Münchenstein, unterhalb Widenhof 

Aesch/Dornach, unterhalb Metallwerke 

Birsfelden, unterhalb Redingbrücke 

dl-PCB 

PCDD/F 

Summe 6 i-PCB 

Birsfelden, Birskopf


Tab. 6 > PCB-Gehalte (Summe 6 i-PCB) in Sedimenten aus Schweizer Fliessgewässern und Seen (ng/g TS) 

< NG: unter der Nachweisgrenze der analytischen Bestimmungsmethode 

Gewässer (Standort) 

Jahr n Median Mittelwert Minimum Maximum STABW 

Aare (Döttingen) 1999/2000 4 8,9 9,6 7,6 13 2,4 

Aare 2008 10 0,55 1,0 0,23 3,2 1,1 

Birs (Duggingen) 1999/2000 4 12 16 9,7 30 9,3 

Birs 2008 53 7,8 13,1 < NG 273 37 

Glatt 2008 5 4,3 4,6 1,6 9,5 3,1 

Inn (Susch) 1999/2000 4 1,6 1,6 0,4 2,7 1,3 

Langensee (Brissago) 2006 2 5,9 5,9 5,4 6,5 0,76 

Limmat (Ennetturgi) 1999/2000 4 30 30 22 37 6,5 

Maggia 1999/2000 4 0,63 0,60 0,26 0,88 0,27 

Reuss (Birmenstorf) 1999/2000 4 4,6 4,8 3,4 6,5 1,5 

Rhein (Ellikon) 1999/2000 4 8,0 7,5 5,6 8,5 1,3 

Rhone (Bouveret) 1999/2000 4 3,5 3,6 0,42 7,1 2,8 

Rhone (Chancy) 1999/2000 4 5,0 5,1 4,0 6,2 1,0 

Saane und Seitenarme1 2007/2008 19 6,0 20 0,40 167 2 40 

Tessiner Bergseen3 2000 14 3,7 5,1 1,5 24 5,4 

Thunersee 2005 1 1,3 1,3 1,3 1,3 

Thur (Flaach) 1999/2000 4 2,9 3,1 0,52 6,1 2,4 

Ticino (Gudo) 1999/2000 4 3,8 4,7 0,83 10 4,1 

Verzasca (Langensee) 2006/2007 4 4,4 8,7 0,40 26 11 

Wohlensee (Döttingen) 2007 1 1,7 1,7 1,7 1,7 

kleine Fliessgewässer 

in der Nähe von Deponien4 2007 5 1,2 1,7 0,67 3,6 1,2 

1 Gérine, Glaney, Glâne, Neirigue, Ruisseau de Ste-Anne, Ruisseau de Jogne ; 2 Saane, ca. 500 m unterhalb der Deponie von La Pila beim Steg von 

Marly ; 3 Laghetto d’Antabia, Laghetto Gardiscio, Laghetto Inferiore, Laghetto Superiore, Lago Barone, Lago d’Alzasca, Lago dei Porchieirsc, Lago del 

Starlaresc da Sgiof, Lago della Crosa, Lago della Froda, Lago di Mognòla, Lago di Sascòla, Lago di Tomè, Lago Nero ; 4 Illiswilbach (beim Austritt des 

Deponiesickerwassers der Deponie Illiswil und bei der Mündung des Illiswilbaches in den Wohlensee), Lutzerenbach (beim Austritt des 

Deponiesickerwassers der Deponie Lutzeren), Langete (oberhalb und unterhalb Deponie Wystäge) 

Tab. 7 > dl-PCB-Gehalte in Sedimenten aus Schweizer Fliessgewässern (pg WHO-TEQ/g TS) 


Jahr n Median Mittelwert Minimum Maximum STABW 

Aare1 2008 10 0,077 0,19 0,046 0,64 0,22 

Wohlensee, Sedimentkern2, 2007 19 0,73 2,2 0,14 8,9 2,7 

Wohlensee, Sedimentkern3 2007 18 1,1 1,1 0,27 3,2 0,64 

Birs4 2008 14 0,99 1,0 0,022 1,8 0,43 

Saane5 2007/2008 6 1,6 4,4 0,029 20 6 7,8 

Nebenflüsse der Saane7 2007/2008 14 0,68 0,87 0,028 3,0 0,81 

kleine Fliessgewässer 

in der Nähe von Deponien8 2007 5 0,12 0,12 0,096 0,17 0,031 

Glatt9 2008 5 1.9 2.0 0.8 3.6 1.2 

1 zwischen Uttigen und der Einmündung in den Bielersee; 2 bei Mühleberg, nahe beim Staudamm; 3 in der Nähe der Teuftalbucht; 4 zwischen 

Riederwald bei Liesberg und dem Birskopf bei Birsfelden (Kanton Basel-Landschaft) ; 5 fünf Proben zwischen Posieux und Bösingen (Kanton 

Freiburg), eine Probe ohne nähere Ortsbezeichnung im Kanton Bern ; 6 die Probe mit dem höchsten Messwert wurde in Bösingen, nach Abfluss der 

Saane aus dem Schiffenensee, gemessen ; 7 Gérine, Glaney, Glâne, Neirigue, Ruisseau de Ste-Anne, Ruisseau de Jogne; 8 Illiswilbach (beim Austritt 

des Deponiesickerwassers der Deponie Illiswil und bei der Mündung des Illiswilbaches in den Wohlensee), Lutzerenbach (beim Austritt des 

Deponiesickerwassers der Deponie Lutzeren), Langete (oberhalb und unterhalb Deponie Wystäge); 9 Die Sedimentproben sind an verschiedenen 

Stellen zwischen Fällanden und Hochfelden entnommen worden


Vergleicht man die in Sedimenten von Schweizer Gewässern gemessenen PCB- 

Konzentrationen mit denjenigen von Gewässern anderer Länder (vgl. Tab. 8), fällt auf, 

dass die Streuung der Daten generell gross ist und dass Sedimente von PCB-belasteten 

Schweizer Gewässern vergleichbare Konzentrationen aufweisen wie PCB-belastete 

Gewässer anderer Länder wie beispielsweise die Grossen Seen in Nordamerika. Die 

PCB-Sedimentdaten lassen sich jedoch nur bedingt vergleichen, weil die Anzahl der 

gemessenen PCB-Kongenere von Studie zu Studie variiert (vgl. Fussnoten in Tab. 8). 

Tab. 8 > Vergleichswerte aus der Literatur für PCB-Gehalte (Summe 6 i-PCB) in Sedimenten, 

die in verschiedenen Gewässern in anderen Ländern gemessen wurden (ng/g TS) 


Jahr n Median Mittelwert Bereich Referenz 

Michigansee1, 2 späte 1990er - - 47 0–220 Marvin et al. 2004a 

Ontariosee1, 3 späte 1990er - 98 100 2,6–255 Marvin et al. 2004a 

Eriesee1, 3 späte 1990er - - 98 1,9–245 Marvin et al. 2004a 

Eriesee4, 5 1971 46 - 136 - Marvin et al. 2004b 

Eriesee1, 5 1997 63 - 43 - Marvin et al. 2004b 

Espejo de los Lirios (Mexico City) 6 1978 - - 64–253 - Piazza et al. 2009 

Pazifikküste (Mexiko) - - - 7,1–36 - Piazza et al. 2008 

Golf von Mexiko, Küste - - - 5,7–11 - Piazza et al. 2008 

Yangtse und acht Zuflüsse (Wuhan, China) 2005 27 - 9,2 1,2–45,1 Yang et al. 2009 

Lac du Bourget (Savoien, Frankreich) 7, 8 2006 8 - - 47–79 Jung et al. 2008 

Lochnagar (Bergsee in Schottland) 7,9 1990–1998 1 - - 25–50 Rose et al. 2001 

Ahmasjärvi See (Utajärvi, Finnland) 10, 11 - 1 0,65 0,78 0,032–2,53 Isosaari et al. 2002 

4 arktische Seen12 (Brooks Range, Alaska) 1991–93 4 - 0,12 ± 0,05 < 0,27 Allen-Gil et al. 1997 

19 See in Schweden13 1997 57 - - 0,5–81,7 Berglund et al. 2001 

Rheindelta (Niederlande) 1974–1985 - - - 10–170 Duursma et al. 1989 

Schwarzes Meer 

(Ukraine, Russland, Türkei, Rumänien) 14 

1993, 1995 40 - - 0,06–72 Fillmann et al. 2002 

Langensee (Italien und Schweiz) 15 2005 22 - 11 0,3–38 Vives et al. 2007 

1 Mittelwert aus Messungen von über den ganzen See verteilten Probenahmestellen; 2 Summenwert aus 110 PCB-Kongeneren, bestimmt in einem 

gefrorenen Sedimentkern; 3 Summenwert aus 103 PCB-Kongeneren; 4 Analyse von gefrorenen, archivierten Sedimentproben aus den 1970er Jahren ; 

5 Summenwert aus 24 PCB-Kongeneren; diese repräsentieren 54 ± 2,7 % der totalen PCB-Konzentration, der aus der Summenkonzentration von 132 

PCB-Kongeneren bestimmt wurde ; 6 Summenwert aus 76 PCB-Kongeneren; 7 Analyse von Oberflächen-Sediment aus einem Sedimentkern ; 

8 Summenwert aus 15 PCB-Kongeneren ; 9 Summenwert aus mindestens 104 PCB-Kongeneren (Hinweis auf Co-Elution einzelner Kongenere in der 

Gaschromatographie); 10 Analyse eines 52 cm langen Sedimentkerns ; 11 Summenwert aus 25 PCB-Kongeneren; 12 Analyse von Oberflächen-Sediment 

(oberste 2 cm), Summenwert aus 22 PCB-Kongeneren ; 13 Analyse von 16–30 cm tiefen Sedimentkernen, die in drei Strata unterteilt und separat 

analysiert wurden ; 14 Analyse von Oberflächensediment (0–2 cm Sedimenttiefe); 9–13 PCB-Kongenere analysiert, Gesamt-PCB berechnet als Aroclor 

1254 und 1260 ; 15 Analyse von Oberflächensediment; Summenwert der 6 i-PCB


Bei den Wasserproben (Tab. 9) ist das Bild ähnlich heterogen wie bei den Sedimenten. 

Da die in Wasserproben gemessenen Gehalte stark von den enthaltenen Schwebstoffen 

abhängig sind, beeinflussen methodische Faktoren der Probenahme und Probenvorbereitung 

(Filtration) die resultierenden Messwerte wesentlich. Im Grossen und Ganzen 

deckt sich das Bild der PCB-Gehalte in Wasserproben mit demjenigen der Sedimente. 

Ein einzelner Extremwert von 166 ng/L wurde in der Saane direkt unterhalb der Deponie 

von La Pila gemessen. Ebenfalls hohe Gehalte wurden erwartungsgemäss auch in 

Wasserproben aus Deponien festgestellt. Die Internationale Kommission zum Schutz 

des Rheins (IKSR) hat 1998 für i-PCB einen Konzentrationswert von 0,1 ng/L (pro 

Einzelkongener) als Zielvorgabe für den Rhein festgelegt. Dieser Wert kann als Orientierungsgrösse 

für die Beurteilung der Gewässerbelastung mit i-PCB herangezogen 

werden. 

Tab. 9 > PCB-Gehalte (Summe 6 i-PCB) in Wasserproben aus Schweizer Fliessgewässern 

und Deponien (ng/L) 


Jahr n Mittelwert Minimum Maximum STABW Median 

Aare (Döttingen) 1999/2000 4 0,18 0,13 0,27 0,065 0,15 

Birs (Duggingen) 1999/2000 4 0,078 0,0094 0,154 0,065 0,075 

Inn (Susch) 1999/2000 4 0,18 0,012 0,65 0,31 0,032 

Limmat (Ennetturgi) 1999/2000 4 0,12 0,076 0,15 0,035 0,12 

Reuss (Birmenstorf) 1999/2000 4 0,030 0,021 0,038 0,0077 0,030 

Rhein (Ellikon) 1999/2000 4 0,020 0,0034 0,047 0,019 0,015 

Rhein (Reckingen) 1995/1996 7 0,18 0,11 0,28 0,059 0,18 

Rhein (Weil am Rhein) 1995–2004 255 0,11 0 1,1 0,14 0,070 

Rhein (Village-Neuf) 1994 25 0,19 0,014 3,1 0,60 0,067 

Rhone (Bouveret) 1999/2000 4 0,18 0,11 0,23 0,052 0,19 

Rhone (Chancy) 1999/2000 4 0,12 0,063 0,233 0,077 0,10 

Saane und Seitenarme1 2008 17 15 < 3 166 2 39 9 

Thur (Flaach) 1999/2000 4 0,073 0,0030 0,24 0,011 0,026 

Ticino (Gudo) 1999/2000 4 0,61 0,056 2,2 1,1 0,091 

Deponiesickerwasser3 2007 8 2,1 0,78 4,0 1,4 1,4 

1 Gérine, Glâne 

2 Saane, direkt bei der Deponie von La Pila 

3 Deponien Illiswil, Lutzeren, Schluckhals, Wystäge


3 > Ökotoxikologische Beurteilung von PCB 

in Fischen und deren Prädatoren 

PCB stehen in Verdacht, bereits bei niedrigen Konzentrationen in der Umwelt eine 

nachteilige Wirkung auf den Gesundheitszustand von empfindlichen Organismen und 

auf die Biodiversität der einheimischen Fauna auszuüben. Organische Chlorverbindungen 

wirken nachteilig auf Lebewesen, abhängig von Art und Menge der Stoffe in der 

Umwelt, den klimatischen Bedingungen und der Artenzusammensetzung der Ökosysteme. 

In der Ökotoxikologie beruht die Abschätzung des Risikos für Lebewesen auf 

Modellierungen. Diese Modellierungen sind jedoch stark abhängig von den Ausgangsdaten, 

die für die Berechnungen herangezogen werden. Besonders unter Feldbedingungen, 

wo zahlreiche Faktoren und Interaktionen kaum verstanden sind oder variieren, 

können Modellierungen daher zu Ausmass und Intensität der verschiedenen Prozesse 

(Aufnahme, Akkumulation, Stoffwechsel, Ausscheidung) nur wenig verlässliche Aussagen 

machen. 

Ziel dieser ökotoxikologischen Beurteilung ist die Abschätzung des potentiellen Risikos 

für aquatische Organismen. Aus verschiedenen Überlegungen stehen dabei Fische 

im Zentrum der Betrachtungen, da sie gut akzeptierte Bioindikatoren sind, aufgrund 

des erreichbaren relativ hohen Lebensalters über eine lange Zeit Stoffe akkumulieren 

können, unter ihnen viele Prädatoren vertreten sind und sie zudem als Nahrungsmittel 

für uns Menschen eine entscheidende Rolle bei der Betrachtung des Risikos durch PCB 

in der Umwelt spielen. Darüber hinaus werden andere Topprädatoren mit ähnlichen 

Charakteristika, wie der Fischotter, in diesem Kapitel behandelt. Arten mit kurzen 

Lebensdauern, wie Algen oder Wirbellose, reichern PCB zwar ebenfalls an und geben 

sie in der Nahrungskette weiter, durch die starken Schwankungen ihres Vorkommens 

während des Jahresverlaufs und der kurzen Lebensalter weisen sie jedoch eine sehr 

hohe Variabilität in den Konzentrationen auf. 

Im Folgenden wird zunächst darauf eingegangen, wie die Aufnahme in die Organismen 

erfolgt und von welchen Faktoren (Art, Alter, Organ) Aufnahmewege und Höhe der im 

Organismus erreichten Konzentration abhängig ist. Letzteres ist ein Gleichgewicht 

zwischen Aufnahme und Ausscheidung, welches sich nach einer längeren Expositionszeit 

einstellt. Die Ausscheidung von schlecht wasserlöslichen Stoffen erfolgt nach dem 

Um- und Abbau der Substanzen. Dann wird aufgezeigt, welche Effekte durch PCB und 

ihre Metabolite (Stoffwechselprodukte) nachgewiesen wurden und mit welchen ökotoxikologischen 

Auswirkungen der in der Schweizer Gewässern nachgewiesenen PCB- 

Kongenere und Expositionsmengen gerechnet werden muss. 

Die Fettlöslichkeit von Chemikalien bestimmt weitgehend ihre Aufnahmewege in die 

Organismen (charakterisiert durch den KOW, vgl. Kap. 1.1.3, Tab. 3). PCB sind wenig 

wasserlöslich; sie werden deshalb vorwiegend über die Nahrung angereichert. Diesen 

Aufnahmeweg bezeichnet man als Biomagnifikation. Arten, die weit oben in der

3 > Ökotoxikologische Beurteilung von PCB in Fischen und deren Prädatoren 61 

Nahrungspyramide angesiedelt sind, weisen demzufolge höhere Konzentrationen und 

einen höheren Biomagnifikationsfaktor auf als Arten, die sich z. B. von Pflanzen 

ernähren. Je länger die Nahrungskette ist, desto höher sind die Konzentrationen, die in 

den Topprädatoren erreicht werden können. 

3.1 PCB in Fischen 

Die Aufnahme von PCB in Fischen erfolgt primär über die Nahrung. Zusätzlich können 

PCB auch via Kiemen und Haut aus dem Wasser aufgenommen werden. Die 

Aufnahme aus dem Wasser kann vereinfacht als Verteilungsgleichgewicht zwischen 

Organismus und dem umgebenden Wasser beschrieben werden, wobei dieses Gleichgewicht 

von den Konzentrationen der PCB-Kongeneren in den Fischen und im Wasser 

und insbesondere vom Fettgehalt der Fische abhängig ist. Weiter beeinflussen auch 

andere Faktoren wie Wachstumsrate, Geschlecht, Fortpflanzung und Migrationsverhalten 

den PCB-Gehalt in Fischen (Nakata et al. 2002). Für wenig wasserlösliche Stoffe 

wie PCB spielt jedoch die Aufnahme via Wasser, die bevorzugt über Haut und Kiemen 

geschieht, eine untergeordnete Rolle. Das Ausmass der Anreicherung ist für die einzelnen 

PCB-Kongenere und auch zwischen den Fischarten sehr unterschiedlich 

(Lieb et al. 1974, Bruggeman et al. 1984, Thomann & Connolly 1984, Opperhuizen & 

Schrap 1988, Sijm et al. 1992, Fox et al. 1994, Russell et al. 1995, Fisk et al. 1998, 

Madenjian et al. 1998). Neben der Fettlöslichkeit ist auch die Anzahl und Anordnung 

der Chloratome an den beiden Phenylringen, wodurch die räumliche Struktur (Konfiguration) 

des Moleküls determiniert ist, massgebend für das Anreicherungsverhalten 

der PCB-Kongenere (Tulp & Hutzinger 1978). Weiterhin beeinflussen Umwandlungs- 

und Abbauprozesse im Organismus, die Ausscheidung, die Verdünnung der Konzentration 

infolge von Wachstum und die Weitergabe vom Muttertier auf die Eier oder 

Embryonen die Schadstoffkonzentrationen in den Tieren. Die Verweilzeit der PCB- 

Kongenere im Organismus ist abhängig von der Anzahl Chloratome und vom Substitutionsmuster, 

d. h. von der Anordnung der Chloratome im Molekül (Andersson 

et al. 2001). Besonders ortho-chlorsubstituierte Kongenere mit chlorfreien meta- und 

para-Positionen (z. B. PCB 60, 99, 115 und 153) weisen ein höheres Biomagnifikationspotential 

auf, welches je nach Fischart unterschiedlich stark ausgeprägt ist (Van der 

Weiden et al. 1994, Andersson et al. 2001). 

Darüber hinaus variiert das Ausmass der Bioakkumulation auch zwischen den Fischarten 

aufgrund von Unterschieden im Nahrungsspektrum und artspezifischen Unterschieden 

des Stoffwechsels (Drouillard et al. 2001). Für Fische wie Schleie, die sich 

vorwiegend von benthischen Wirbellosen und pflanzlichem Detritus ernähren, wird 

generell eine stärkere Anreicherung von persistenten Schadstoffen über das Sediment 

als über die Wassersäule festgestellt (Campfens & Mackay 1997). Räuberische Fische 

nehmen die Schadstoffe vorwiegend über den Verzehr von Beutetieren auf (Jensen 

et al. 1997). Die Futterpräferenzen von Fischen können sich jedoch mit dem Lebensalter 

auch verändern, wie beispielsweise bei Flussbarschen und bei Rotaugen festgestellt 

wurde (Olsson & Eklöv 2005, Volta & Jepsen 2008). Generell steigt der Gehalt an 

PCB mit zunehmendem Alter der Fische an (Jensen et al. 1997). Dies ergibt sich durch 

die mit zunehmender Grösse erhöhte Nahrungsaufnahme und die Tatsache, dass die


Futtertiere meist grösser und oft höher in der Nahrungskette angesiedelt sind. Zudem 

nimmt die Wachstumsrate bei älteren Tieren ab, wodurch ältere Tiere weniger stark an 

Länge und Gewicht zulegen. Darüber hinaus sinkt mit dem Alter auch die Fähigkeit 

zur Schadstoffeliminierung (Sijm & van der Linde 1995, Fisk et al. 1998). Mit zunehmender 

Masse des Organismus nimmt die Einlagerung von PCB in Kompartimente des 

Körpers zu, die relativ weit entfernt sind von den Orten, wo die Eliminierung stattfinden 

kann. Das Verhältnis von Eliminierungsleistung zur Speicherkapazität im Körper 

nimmt ab (LeBlanc 1995). 

In Fischen zeigen sich deutliche Unterschiede im Fettgehalt der verschiedenen Organe: 

So weisen Forellen einen höheren Fettgehalt im Muskel auf als Hechte 

(Braune et al. 1999). Trüschen haben in der Muskulatur nur einen Fettgehalt von etwa 

1 % und Schadstoffkonzentrationen von unter 5 ng PCB/g FG. Bei den wenigen Beprobungen 

von Trüschen aus Schweizer Gewässern wiesen Filetproben ebenfalls eine 

geringe Belastung mit PCB auf. In der Leber können jedoch Fettgehalte von bis zu 

40 % und oft bedenkliche PCB-Konzentrationen von 100 ng/g FG gemessen werden 

(Evans et al. 2005). Analysen von Muskelfleisch (Filet) und Leber von je zwei Mischproben 

aus Trüschen (bestehend aus 4 und 10 Fischen) aus dem Bodensee ergaben i- 

PCB-Konzentrationen (Summe von 6 i-PCB) im Muskelfleisch von 4,0 und 4,5 

ng/g FG und in der Leber von 458 und 496 ng/g FG. Die Messungen von dioxinähnlichen 

PCB in diesen Proben ergaben im Muskelfleisch 0,29 und 0,30 pg WHO- 

TEQ/g FG und in den Leberproben 31 und 30 pg WHO-TEQ/g FG (vgl. Abb. 17). In 

Nordamerika wurden in der Trüschenleber Spitzengehalte von bis zu 1267 ng 

PCB/g FG gefunden (Braune et al. 1999). Unterschiede im Fettgehalt lassen sich aber 

nicht nur zwischen den Arten, sondern auch zwischen Individuen derselben Art in 

verschiedenen Jahreszeiten feststellen; sie sind bedingt durch ökophysiologische 

Umstellungen aufgrund sich ändernder Nahrungsangebote sowie während der Fortpflanzungsperiode. 

So liegt die häufigste Ursache für eine Variabilität von PCB- 

Gehalten in Schwankungen des Lipidgehalts aquatischer Organismen aufgrund von 

Veränderungen in der Lebensweise der Fische (Larsson et al. 1996, Kucklick & Baker 

1998, Berglund et al. 2000). Vor der Laichzeit wird Fett gespeichert und während der 

Ausbildung der Gonaden und zur Erhaltung des Grundstoffwechsels wieder mobilisiert. 

Wenn der Lipidgehalt nach der Laichzeit die niedrigsten Werte zeigt, werden in 

Fischen – vor allem im verbleibenden Fett – meist die höchsten Schadstoffkonzentrationen 

beobachtet (Paterson et al. 2007, Volta et al. 2008). 

Bei Langstreckenwanderern ist die Laichzeit mit Migrationen gekoppelt. Die Fische 

ziehen zur Fortpflanzung an ihre Laichplätze. Es besteht somit die Herausforderung, 

mögliche geographische Unterschiede in der Exposition von ökophysiologischen und 

durch den Reproduktionszyklus bedingte Schwankungen zu unterscheiden: So wird 

vermutet, dass die zur Fortpflanzung in das Meer abwandernden Aale durch Kontaminationen 

mit anthropogenen Schadstoffen derart beeinträchtigt werden, dass deren 

Populationen abnehmen. Zum einen führt bereits die Lebensweise in kontaminierten 

Sedimenten von Seen und Flüssen zu hohen Schadstoffkonzentrationen von beispielsweise 

12 pg WHO-TEQ/g FG in Aalen (van Leeuwen et al. 2002). Entsprechende und 

teilweise wesentlich höhere PCB-Belastungen bis zu 39 pg WHO-TEQ/g FG sind auch 

in Schweizer Aalen aus dem Hochrhein gemessen worden. Zum anderen werden als 

Vorbereitung für das Laichgeschäft bis zu 50 % der Fettreserven in die Gonaden weib-


licher Tiere umgelagert. Dies führt zu einer Remobilisierung von eingelagerten persistenten 

Schadstoffen wie PCB. Zusätzlich verbrauchen Aale während ihren langen 

Laichwanderungen bis zu 40 % der Fettreserven (van Ginneken & van den Thillart 

2000), da sie dabei keine Nahrung aufnehmen und somit vollständig auf ihre Fettreserven 

als Energiequelle angewiesen sind. Dies lässt die Schadstoffkonzentrationen in den 

Geweben der Aale und die Wahrscheinlichkeit negativer gesundheitlicher Konsequenzen 

bis zum Erreichen der Laichgründe noch weiter ansteigen. Solange Schadstoffe in 

den Fettdepots eingelagert sind, haben sie nur relativ geringe toxische Auswirkungen. 

Werden jedoch die Fettreserven abgebaut, führt dies zu steigenden Schadstoffgehalten 

im Blutplasma. Darüber hinaus sind PCB in anderen Geweben (Leber, Muskel, Gonaden) 

eingelagert, wo sie ebenfalls nachteilige Wirkungen haben können. 

Die vielfältigen Wirkungen von PCB auf unterschiedliche Fischarten und deren Abhängigkeit 

vom PCB-Gehalt und von der Expositionszeit können miteinander in Beziehung 

gestellt werden, wenn die in der Literatur verfügbaren Konzentrationswerte in 

WHO-TEQ/g umgerechnet werden (Abb. 29). 

Abb. 29 > Toxische Wirkungen von PCB in Abhängikeit von der Konzentration und Expositionsdauer 

Dargestellt sind Wirkungen auf unterschiedliche biologische Endpunkte in experimentellen 

Studien an Fischen in Relation zur inneren Exposition (PCB-Gehalt im Organismus) und der 

Expositionsdauer. Die PCB-Gehalte wurden mit den fischspezifischen TEF-Werten nach 

(Walker & Peterson 1991 bzw. van den Berg et al. 1998) in WHO-TEQ umgerechnet. 

PCB-Gehalt (pg WHO-TEQ/g FG) 

10000 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

Immunsystem 

Stress 

CYP P450 1A1 

EROD 

Neurotoxizität 

Reproduktion 

Endokrinologie 

1 10 100 1000 

Expositionsdauer (Tage) 

Histologie 

Biologische Endpunkte: Neurotoxizität (n = 1) (Khan & Thomas 2006), Endokrinologie (n = 3) (Adams et al. 2000, Brown et al. 2002, Mortensen & 

Arukwe 2007); Immunsystem (n = 3) (Rice & Schlenk 1999, Quabius et al. 2005, Duffy & Zelikoff 2006); Stressantwort (n = 3) (Quabius et al. 1997, 

Stouthart et al. 1998); Reproduktion (n = 3) (Walker & Peterson 1991, EELREP 2005, Palstra et al. 2005); Histologie (n = 5) (Quabius et al. 1997, 

Barron et al. 2000, Koponen et al. 2001); CYP P450- und EROD-Aktivität (n = 21) (Gooch et al. 1989, Monosson & Stegemann 1991, Skaare et al. 

1991, Smolowitz et al. 1991, Wirgin et al. 1992, Van der Weiden et al. 1994, Gilbert et al. 1995, Goksøyr et al. 1996, Blom & Förlin 1997, Sandvik 

et al. 1997, White et al. 1997, Koponen et al. 1998, Grinwis et al. 2000, Koponen et al. 2000, Honnen et al. 2001, Schlezinger & Stegeman 2001, 

Tugiyono 

2001, Behrens & Segner 2005, Yuan et al. 2006, Marohn et al. 2008).


Toxische Effekte von PCB beruhen dabei auf reversiblen Interaktionen mit Rezeptoren, 

auf irreversiblen kovalenten Bindungen und auf Interaktionen mit Zielmolekülen wie 

Proteinen oder DNA, vor allem durch reaktive Metabolite der PCB (McKinney & 

Waller 1994). 

PCB können in Fischen und anderen Wirbeltieren abgebaut werden, vor allem durch 

oxidative Stoffwechselwege (Kato et al. 1980). Dabei können Metabolite entstehen, die 

toxisch sind und oxidativen Stress zur Folge haben (Matta et al. 1997). Durch diese 

vielfältigen möglichen Wirkmechanismen und Wirkorte ergibt sich eine grosse Zahl 

von potentiell negativen Auswirkungen einer PCB-Belastung in Fischen. 

Die Metabolisierung von PCB, welche z. B. über Ah-Rezeptoren vermittelt wird, ist 

von einem Anstieg von Enzymaktivitäten begleitet, vor allem von mischfunktionellen 

Monooxygenasen der Cytochrom-P450-Familie (CYP 1A). Dies konnte in Fischzellen 

gezeigt werden (vgl. Abb. ). Dabei führen PCB-Konzentrationen ab 4 pg WHO- 

TEQ/g FG meist zu einer Aktivierung dieser Enzymsysteme, und eine hohe Belastung 

kann in einer Hemmung derselben resultieren (Gooch et al. 1989; Monosson & 

Stegemann 1991; Foster et al. 1998; Koponen et al. 2000). Die Effekte auf die CYP 1A 

sind jedoch speziesabhängig. Eine Hemmung kann normale Zellfunktionen wie den 

Um- und Abbau anderer körpereigener und körperfremder Substanzen beeinträchtigen. 

Nicht jedes PCB-Kongener verfügt aber über die Fähigkeit, mit diesen Enzymen zu 

interagieren (Van der Weiden et al. 1994, da Costa & Curtis 1995, Foster et al. 1998). 

Die Induktion der CYP1A wird häufig über die Aktivität der Ethoxyresorufin-Odeethylase 

(EROD) in der Leber bestimmt. Bei einer Risikoabschätzung für Freilandpopulationen 

muss beachtet werden, dass die EROD-Aktivität nicht nur durch die 

Umgebungstemperatur und das Geschlecht der Tiere beeinflusst wird, sondern dass 

auch andere Schadstoffe stärkere Effekte auf diese Enzyme zeigen können als PCB 

(Sleiderink et al. 1995, von Westernhagen et al. 1999). Bestimmte Kongenere können 

auch antagonistische Wirkungen entfalten, sodass induzierende Effekte eines PCB- 

Kongeners durch die Wirkungen eines anderen wieder aufgehoben werden können 

(Yuan et al. 2006). Gemische von PCB, wie sie in der Umwelt generell anzutreffen 

sind, können also durchaus gegensätzliche Wirkungen auf diese Enzymaktivität ausüben. 

Die verschiedenen toxischen Wirkungen führen dazu, dass bei längerer Exposition und 

Konzentrationen oberhalb von 10 pg WHO-TEQ/g FG zelluläre Veränderungen und 

Läsionen in der Niere von Fischen beobachtet werden können (Koponen et al. 2001). 

Pathologische Veränderungen durch PCB treten aber auch in Haut und Leber auf oder 

betreffen den Gastrointestinaltrakt oder Zellen des Immunsystems und des Nervensystems 

(vgl. Abb. ). 

Bei Konzentrationen über 10 pg WHO-TEQ/g können in Fischen neurotoxische Wirkungen 

durch PCB-Belastung auftreten. Aroclor 1254, ein technisches PCB-Gemisch, 

kann beispielsweise in Adlerfischen (Micropogonias undulatus) die Synthese von 

Serotonin, einem Transmitter und Hormon im Hypothalamus, verringern (Khan & 

Thomas 2006). 

Neurotoxische Wirkungen


Durch die Hemmung der Serotoninsynthese können PCB auch die Sekretion von 

anderen Hormonen beeinträchtigen (Khan & Thomas 1997), wodurch letztendlich die 

Gonadenentwicklung in diesen Tieren gehemmt wird. Generell wurden Effekte auf die 

Reproduktion verschiedener Fischarten bereits ab einer Konzentration von 4 bis 10 pg 

WHO-TEQ/g FG beobachtet. Dabei können PCB wie natürliche Steroidhormone wirken 

und z. B. an den Östrogenrezeptor binden oder eine Veränderung seiner Expression 

bewirken (Mortensen & Arukwe 2007). Dementsprechend ist zu befürchten, dass umweltrelevante 

Konzentrationen zwischen 4 und 10 pg WHO-TEQ/g FG das Reproduktionssystem 

schädigen, das Wachstum der Tiere verlangsamen oder die Sterblichkeit 

von Embryonen steigern (Carlsen et al. 1992, Ghosh & Thomas 1995, Binelli et al. 

2001). Weiterhin wird das Schilddrüsensystem beeinträchtigt, welches sowohl in der 

frühen Entwicklung als auch in der Reproduktion wesentlich an der Steuerung von 

Prozessen beteiligt ist. Oberhalb einer Konzentration von 10 pg WHO-TEQ/g FG wird 

das Gleichgewicht der Schilddrüsenhormone T3 und T4 in Fischen beeinflusst (Adams 

et al. 2000, Brown et al. 2002, Brown et al. 2004). 

Bereits nach Exposition gegenüber PCB unterhalb von 4 pg WHO-TEQ/g FG verändert 

sich die Stressantwort in Fischen. So wurden verminderte Gehalte des Stresshormons 

Cortisol in verschiedenen Fischarten festgestellt (Hontela et al. 1992, Hontela 

et al. 1995, Quabius et al. 1997, Stouthart et al. 1998). Da Cortisol in Fischen eine 

Vielzahl von physiologischen Prozessen reguliert, kann eine veränderte Cortisolantwort 

der Fische bei der Einwirkung von weiteren Stressfaktoren weitreichende Auswirkungen 

haben, wie z. B. auf die Immunität und Krankheitsresistenz. 

Die immuntoxischen Wirkungen einer PCB-Belastung zeigen sich in Laborstudien 

meist erst bei Konzentrationen oberhalb von 10 pg WHO-TEQ/g FG. Immunsuppressive 

Schadstoffe wie PCB bewirken dabei Beeinträchtigungen der Abwehr gegen Krankheiten, 

Viren und Parasiten. Ausserdem wurde auch in verschiedenen Freilandstudien 

eine gesteigerte Häufigkeit von Krankheiten oder eine veränderte Immunantwort in 

Gebieten festgestellt, die bekanntermassen mit PCB kontaminiert sind (Warriner et al. 

1988, Weeks et al. 1990, Arkoosh et al. 1991, Vethaak & Reinhalt 1992, Arkoosh et al. 

1994). 

Bereits bei PCB-Konzentrationen unter 2 pg TEQ/g FG werden bei Aalen Effekte auf 

die Entwicklung und das Überleben von Embryonen festgestellt (EELREP 2005, 

Palstra et al. 2005). Damit werden Effekte auch unterhalb der in Tab. 10 genannten 

Werte für eine Hintergrundbelastung in Gewässern von 4 pg WHO-TEQ/g FG beobachtet. 

Dies ist als besonders kritisch anzusehen, da in Aalen oft besonders hohe 

TEQ-Werte beobachtet wurden: Niederländische Wildaale wiesen in allen Untersuchungen 

Werte zwischen 1 und 61 pg WHO-TEQ/g FG auf (EELREP 2005, 

Palstra et al. 2005). Es kann daher vermutet werden, dass die Überschreitung der HK 

bei den Schweizer Aalen des Hochrheins (vgl. 2.3.8, Abb. 17) ebenfalls deren Reproduktion 

beeinflussen. 

Embryonen werden häufig als ein sehr sensitives Lebensstadium für die Belastung mit 

Umweltschadstoffen angesehen. Missbildungen bei Fischembryonen durch Exposition 

gegenüber organischen Chlorverbindungen wie PCDD/F und PCB (z. T. bei weniger 

Endokrine Wirkungen 

Stresseffekte 

Immuneffekte 

Teratogene Effekte 

Missbildungen bei Embryonen


als 2 pg WHO-TEQ/g FG), wurden bei Hecht, Karpfen, Seeforelle und Regenbogenforelle 

beobachtet (Helder 1980, Walker & Peterson 1991, Walker et al. 1994, Stouthart 

et al. 1998). Allerdings sind die verschiedenen Lebensstadien unterschiedlich empfindlich. 

Bei Fischeiern ist anzunehmen, dass die Bioakkumulation von PCB vor allem im 

lipidreichen Dottersack stattfindet. Beeinträchtigungen durch PCB treten in den Fischembryonen 

daher oft erst einige Tage nach dem Schlüpfen auf, wenn die Lipide aus 

dem Dotter mobilisiert und daraufhin die darin enthaltenen Schadstoffe in die Embryos 

aufgenommen werden (Walker & Peterson 1991, Stouthart et al. 1998). 

Im Hinblick auf eine Abschätzung des Risikos durch PCB auf einheimische Tiere im 

Freiland muss damit gerechnet werden, dass zusätzliche Umweltfaktoren wie beispielsweise 

andere Schadstoffe, die Temperatur, Jahreszeiten, Stress durch ungenügende 

Lebensräume, Fressfeinde oder Konkurrenz eine grosse, aber weitgehend unerforschte 

Rolle spielen. 

Tab. 10 > Schwellenkonzentrationen für toxische Wirkungen von PCB auf Fische 

Konzentrationsbereich der PCB-Belastung toxische Wirkungen 

des Organismus (pg WHO-TEQ/g FG) 

0–4 gestörte Embryonenentwicklung und erhöhte Mortalität von Embryonen 

veränderte Stressantworten 

Reproduktionsstörungen 

4–10 Induktion von Enzymaktivitäten (der Cytochrom-P450-Familie) 

> 10 neurotoxische Wirkungen 

Auswirkungen auf das Immunsystem und endokrine Systeme (Sexualsteroide, 

Schilddrüsenhormone) 

Effekte auf Histologie von Geweben (v. a. Leber und Niere) 

Gewichtsveränderungen 

Die Konzentrationsbereiche für verschiedene toxische Wirkungen von dl-PCB auf 

Fische sind in Tab. 10 zusammengefasst. Die meisten möglichen Endpunkte und 

Wirkmechanismen sind jedoch noch unzureichend untersucht, womit eine Risikobeurteilung 

der PCB-Belastung bei Fischen mit einer grossen Unsicherheit behaftet ist. 

Problematisch für die Risikobeurteilung von PCB-Belastungen für Fische ist auch die 

Tatsache, dass meist säugerspezifische TEF-Werte oder Werte für häufig untersuchte 

Fischarten, wie z. B. Regenbogenforellen, für die Berechnung von Toxizitätsäquivalenten 

herangezogen werden. Spezielle TEF-Werte für unterschiedliche Fischarten sind 

bisher nicht ausreichend bestimmt worden, wodurch artspezifische Unterschiede in der 

Sensitivität gegenüber den PCB völlig vernachlässigt wurden. Da ausserdem bei der 

Bestimmung der 6 i-PCB die aus ökotoxikologischer Sicht sehr wichtigen dl-PCB- 

Kongenere 77 und 126 nicht berücksichtigt sind, sollten im Hinblick auf eine bessere 

Risikobeurteilung in jedem Falle diese dl-PCB bestimmt werden. 

Kumulative Effekte


3.2 PCB in Vögeln 

Vögel zeigen einen weiten Bereich an Ernährungsgewohnheiten und energetischen 

Bedürfnissen. Die Aufnahme von Schadstoffen wird daher durch verschiedene Faktoren 

beeinflusst (Gobas et al. 1993, Sharifi et al. 1998, Dabrowska et al. 1999). So variiert 

der Grad der Bioakkumulation zwischen den Vogelarten hauptsächlich aufgrund 

der Unterschiede im Nahrungsspektrum und den artspezifisch unterschiedlichen Stoffwechselwegen 

(Drouillard et al. 2001). Aber auch Unterschiede in Körperkondition, 

Alter und Geschlecht spielen für Veränderungen und Unterschiede in den PCB-Gehalten 

eine grössere Rolle als beispielsweise geographische Differenzen zwischen den 

Populationen derselben Art. Wie auch bei den Fischen erfolgt die Anreicherung hauptsächlich 

über die Nahrungskette, was insbesondere für die Kongenere 126, 153, 169, 

180 und 194 nachgewiesen wurde (Guruge & Tanabe 1997, Henriksen et al. 2000). 

Eine kongenerenspezifische Bioakkumulation wurde beispielsweise für Kormorane 

gezeigt. In diesen Vögeln wurden auch Biokonzentrationsfaktoren ermittelt, die 10- bis 

100-fach grösser waren als in marinen Fischen und 100- bis 1000-fach höher als in 

Süsswasserfischen (Scharenberg 1991). Dies erstaunt, da Vögel PCB meist besser 

metabolisieren können als Fische (Boon et al. 1989, Buckman et al. 2004). Voraussetzung 

für die Abbaubarkeit von PCB in Vögeln ist das Vorhandensein mindestens einer 

chlorfreien meta- oder para-Position im PCB-Molekül (Guruge & Tanabe 1997, 

Drouillard et al. 2001). Einzelne Kongenere können vollständig abgebaut werden, wie 

PCB 149 im Haubentaucher (Podiceps cristatus). 

Bei verschiedenen Raubvogelarten hat sich der Reproduktionserfolg in den letzten 30 

Jahren besorgniserregend verschlechtert (Kozie & Anderson 1991, Hoffman et al. 

1996, Clark et al. 1998, Valkama & Korpimaki 1999, Vos et al. 2000). Für eine erfolgreiche 

Reproduktion ist eine akkurate Abstimmung vieler hormoneller und physiologischer 

Mechanismen und ein fein abgestimmtes Verhaltensmuster Voraussetzung 

(Wingfield 1990). So kann das Brutverhalten von Vögeln durch die hormonartigen 

Wirkungen der PCB (vgl. 3.1) gestört werden (Blus & Henny 1997, Vos et al. 2000). 

Ebenso könnte eine Verhaltensänderung Grund für den verminderten Reproduktionserfolg 

sein: Bei Stockenten (Anas platyrhynchos) und Graureihern (Ardea cinerea) 

wurde die Zerstörung von Eiern durch die Elterntiere nach Exposition gegenüber PCB 

beobachtet (Milstein et al. 1970, Risebrough & Anderson 1975). Ein vermindertes 

Nestverteidigungsverhalten und weniger Aufmerksamkeit für das Nest zeigten verschiedene 

Arten, unter anderem Falken (Fyfe et al. 1976, Fox et al. 1978, Fox & 

Donald 1980). Generell gelangen besonders mit Beginn der Brutzeit und der Mobilisierung 

von Körperreserven bei weiblichen Vögeln PCB und deren Metabolite in die Eier, 

was zu einer erhöhten Toxizität für den Nachwuchs führt. Vor allem in Jungvögeln ist 

eine weitere Anreicherung von PCB zu beobachten, da deren Enzymsysteme offenbar 

noch nicht in der Lage sind, diese Fremdstoffe effizient zu metabolisieren (Denker 

1996). Da die Belastung von Falkeneiern mit PCB auch in der folgenden Generation zu 

Misserfolgen in der Reproduktion führte, sollten sich Feldbeobachtungen über mehrere 

Generationen erstrecken, um Konsequenzen einer PCB-Exposition auf Vogelpopulationen 

abschätzen zu können (Fernie et al. 2001a).


Bei nicht fischfressenden Vögeln (Falken, japanischen Wachteln und einer zu den 

Prachtfinken gehörenden Art) bestehen Hinweise, dass das Brutverhalten und die 

Empfängnisbereitschaft der Weibchen gestört sein könnte, da das Follikelwachstum 

nach PCB-Exposition beeinträchtigt war (Jeffries 1967, Biessmann 1982, Rattner et al. 

1984, Fernie et al. 2001b). Eine Infertilität kann jedoch auch durch eine Störung im 

männlichen Reproduktionstrakt bedingt sein, wie es reduzierte Spermienzahlen nach 

PCB-Exposition anzeigen (Bird et al. 1983). 

3.3 PCB in Ottern 

Europäische Fischotter (Lutra lutra) sind wie fischfressende Vögel Räuber, die am 

Ende der Nahrungskette stehen und sich besonders von Fischen, aber auch von Amphibien, 

Nagern und Krebstieren, ernähren (Toweill 1974, Melquist & Dronkert 1987). In 

den letzten 50 Jahren haben die Otterpopulationen in Europa stark abgenommen 

(Mason 1989a, Mason und O`Sullivan 1992, Smit et al. 1994). Als Ursache werden vor 

allem hohe Konzentrationen an Umweltschadstoffen, besonders PCB, angesehen, da 

seltenes Vorkommen dieser Tiere mit hohen PCB-Konzentrationen in ihren Geweben 

korreliert (Mason 1989b, Olsson & Sandegren 1991b, a). In manchen Ländern, so auch 

in der Schweiz, gelten sie mittlerweile als ausgestorben (Olsson & Sandegren 1983, 

Sandegren & Olsson 1984, Mason & MacDonald 1986, Weber 1990, Olsson & Sandegren 

1991b, a, Smit et al. 1996). Gut gedeihende Otterpopulationen im Norden Norwegens, 

in Lettland oder in Westfrankreich weisen jedoch auf geringe PCB-Belastungen 

in den dortigen Regionen hin (Christensen & Heggberget 1995; Tans et al. 

1995; Sjöåsen et al. 1997). 

Fischotter reagieren im Vergleich zu Vögeln sehr empfindlich auf PCB. Verschiedene 

non-ortho-PCB reichern sie unterschiedlich stark an (Elliott et al. 1999), vermutlich 

bedingt durch eine unterschiedliche Abbaurate einiger Kongenere (Smit et al. 1996). 

Hinzu kommt, dass hohe PCB-Konzentrationen die Metabolisierungsrate aufgrund 

einer Substratinhibition bei abbauenden Enzymen sinken lassen (Leonards et al. 1996, 

Murk et al. 1996). Damit die Effekte von in der Umwelt vorhandenen PCB-Gemischen 

auf Otter zuverlässiger abgeschätzt werden können, sind kongenerspezifische Daten 

erforderlich; Messwerte für Gesamt-PCB oder 7 i-PCB reichen also nicht aus. 

Wie auch bei anderen Wirbeltieren sind die Wirkungen der meisten PCB-Kongenere 

auf Otter primär durch Bindung an den Ah-Rezeptor vermittelt (Goldstein & Safe 

1989). Dabei reagieren die Europäischen Otter ähnlich sensitiv wie die nah verwandten 

Nordamerikanischen Nerze (Brunström et al. 1998). PCB wirken, wie bei Fischen, als 

hormonaktive Stoffe auf den Steroidmetabolismus, was wahrscheinlich die Ursache für 

die beobachteten Reproduktionsbeeinträchtigungen dieser Tiere ist (Aulerich et al. 

1985). Bedeutsam für Effekte hormonaktiver Stoffe ist, dass ihre Wirkung im Embryo 

und Jungtier oft anders äussert als im adulten Tier und dass die Effekte stark verzögert 

oder sogar erst in nachfolgenden Generationen auftreten können. Oberhalb von 10 μg 

PCB/g Fett wird davon ausgegangen, dass die Otterpopulationen in ihrer Reproduktion 

beeinträchtigt sind (Roos et al. 2001).


Höhere Krankheitsanfälligkeit bei Ottern wird mit erhöhten TEQ-Konzentrationen in 

der Leber in Verbindung gebracht (Leonards et al. 1996). Als Ursache werden starke 

Effekte von PCB auf die Vitamin A-Gehalte (vgl. Tab. 11) in der Leber vermutet 

(Smit et al. 1996). Vitamin A-Mangel erhöht die Infektionshäufigkeit und das Risiko 

für Entwicklungsstörungen sowie das Krebsrisiko. Bei Ottern und Nerzen bewirkt eine 

Exposition gegenüber PCB erhöhte Mortalität, Anorexie, Fettlebern, Vergrösserungen 

von Hirn, Niere, Leber, Adrenaldrüsen sowie dickere Nägel (Aulerich & Ringer 1977, 

Friedman et al. 1977). Darüber hinaus wird die Aktivität verschiedener Enzyme erhöht, 

obwohl der tatsächliche Wirkmechanismus bisher nicht immer aufgeklärt werden 

konnte. Die Kenntnis dieser Wirkmechanismen erscheint aber zwingend notwendig, 

um das Risiko für Otter besser einschätzen zu können. 

Tab. 11 > Schwellenkonzentrationen für negative Wirkungen von PCB auf Otter 

PCB-Gehalt in der Leber 

(ng WHO-TEQ/g Fett) 

Vitamin A-Gehalt 

der Leber 

Häufigkeit von 

Infektionen 

PCB-Gehalt im Sediment 

(pg WHO-TEQ/g OC) 

0–5 unverändert gering 0–5 gering 

5–10 stark reduziert mittel 5–10 mittel 

> 10 sehr stark reduziert hoch > 10 hoch 

verändert nach Murk et al. 1998 und Traas et al. 2001 

Effekt auf die Grösse 

der Nachkommen 

In Flüssen wird häufig eine Zunahme der Schadstoffbelastung in Fliessrichtung festgestellt, 

die sich auch in den Fisch fressenden Ottern widerspiegelt (Elliott et al. 1999). 

Trotz hoher PCB-Konzentration können jedoch in einigen nährstoffreichen Seen Otter 

überleben, was vermutlich auf die Verdünnung der Schadstoffe innerhalb der grossen 

Biomasse in den aquatischen Nahrungsnetzen zurückzuführen ist (Olsson & Jensen 

1975, Olsson & Sandegren 1991b, a, Taylor et al. 1991, Larsson et al. 1992). Im Freiland 

ist aber ein direkter Zusammenhang zwischen einer PCB-Belastung und Effekten 

auf Tiere generell schwierig nachzuweisen, zumal andere Faktoren (z. B. Gewässerverbauungen, 

Veränderungen der Wasserführung von Fliessgewässern, Rückgang der 

Fischbestände, Zerstörung von Lebensräumen) als wichtige zusätzliche Ursachen für 

den Rückgang der Bestände von Fischottern bzw. deren Aussterben in der Schweiz 

erkannt wurden (Weber 1990). 

Ausser Auswirkungen auf die Reproduktion wurden bisher kaum andere subchronische 

oder gar chronische Effekte bei Ottern oder ihren nahen Verwandten untersucht. Beispielsweise 

verursacht eine tägliche PCB-Aufnahme von 134 μg/kg KG (entspricht 

3,6 ng WHO-TEQ/kg KG) Reproduktionseffekte bei Nerzen (Heaton et al. 1995). 

Andererseits werden in anderen Studien jedoch erst Konzentrationen von über 50 μg 

PCB/kg KG in Geweben mit Reproduktionsproblemen von Nerzen in Verbindung 

gebracht (Jensen et al. 1977). Dieser Wert wird dementsprechend auch als Richtwert 

für die Stabilität von Otterpopulationen herangezogen (Weber 1990). Geht man davon 

aus, dass Otter täglich Fisch mit der Nahrung aufnehmen, so ergeben sich Schwellenwerte 

für eine tägliche Schadstoffaufnahme (Den Boer 1984, Broekhuizen & de Ruiter- 

Dijkman 1988), oberhalb derer negative Auswirkungen auf Otterpopulationen zu 

erwarten sind (Tab. 12).


Tab. 12 > Risikobeurteilung der PCB-Belastung von Ottern 

Maximaler i-PCB-Gehalt in den gefressenen Fischen (ng/g FG) 

Angenommene Gefährdung für den Otter 

18 Schwellenwert für Effekte auf die Reproduktion 

bis 50 eventuell tragbare Belastung 

50–500 problematische Belastung 

über 500 sehr bedrohliche Belastung 

nach Broekhuizen & de Ruiter-Dijkman 1988, Weber 1990 

Demnach wäre vor allem bei den untersuchten Fischen aus Saane, Birs und Rhein mit 

Gehalten von meist deutlich über 100 ng i-PCB/g FG von einer deutlichen Gefahr für 

Otterpopulationen auszugehen. Hingegen kann angenommen werden, dass die Belastung 

der Fische im Thunersee unbedenklich für Otter ist. Das könnte zumindest für die 

untersuchten Felchen, Flussbarsche und Trüschen aus dem Genfersee auch gelten, 

während in Seesaiblingen gemessene Gehalte von über 75 ng i-PCB/g FG für Otter 

ebenfalls eine Gefährdung darstellen würden. 

Seit Anfang der 1990er Jahre nehmen die PCB-Konzentrationen in den Ottern vieler 

Ländern ab, in Nordamerikanischen Flussottern z. B. etwa um knapp 10 % innerhalb 

von 10 Jahren (Elliott et al. 1999). Ebenfalls sinkt die Schadstoffbelastung in Südschweden, 

und parallel dazu erholen sich die dortigen Otterpopulationen (Roos et al. 

2001). In den 1990er Jahren verbesserte sich die Situation der Otter auch in Dänemark 

(Madsen & Nielsen 1986, Madsen et al. 1991), England und Wales (Strachan & 

Jefferies 1996, Mason 1998). Dabei wurde die jährliche Abnahme der PCB-Konzentrationen 

in Dänischen Ottern zwischen 1980 und 1990 auf etwa 6–7 % geschätzt, in 

England wird von einer Abnahme um 8 % und in Schweden von einer Abnahme der 

PCB-Gehalte zwischen 6 und 14 % berichtet (Mason & Madsen 1993, Mason 1998, 

Roos et al. 2001). Diese Erfolge sind den Massnahmen zur Elimination von PCB und 

insbesondere einer Verringerung der PCB-Emissionen zuzuschreiben. Daher wird 

erwartet, dass sich die Reproduktion der Otter in diesen Ländern weiter erholen wird 

(Elmeros & Leonards 1994). Im Vergleich zu den Raubvogelpopulationen verläuft die 

Erholung der Reproduktionsleistung der Otter bisher jedoch ungewöhnlich langsam. 

Vermutlich spielen hier verschiedene andere negativ wirkende Faktoren wie verringerte 

Nahrungsverfügbarkeit ebenfalls eine Rolle (Kruuk und Conroy 1996). 

Obwohl der Otter in der Schweiz als ausgestorben gilt, gibt es neuerdings Hinweise auf 

eine Wiederbesiedlung der Schweiz und umgebender Länder (Kranz et al. 2008). Wenn 

PCB-Gehalte in der Höhe der HK für Reproduktionsausfälle bei Nerzen zur Abschätzung 

von Effekten auf die Otterpopulationen herangezogen werden (Den Boer 1984, 

Broekhuizen & de Ruiter-Dijkman 1988), lassen die hohen PCB-Gehalte von Fischen 

in einzelnen Fliessgewässern wie Birs, Saane und Rhein jedoch befürchten, dass die 

Rückkehr des Otters in diese Ökosysteme noch für Jahrzehnte nicht möglich sein wird.


3.4 Schlussfolgerungen 

Lebens- und Ernährungsweise, sowie Geschlecht, Alter und Fettgehalt von Fischen, 

Vögeln und Ottern sind ausschlaggebend für den Gehalt an PCB in einer bestimmten 

Population einer Organismenart und in einzelnen Individuen. 

PCB-Gehalte und Fettgehalte der untersuchten Gewebe sollten stets gemeinsam betrachtet 

werden, weil sich der Fettgehalt der Tiere aus den aufgezählten Gründen 

unterscheidet und damit auch die Schadstofflast im Organismus. 

Experimentelle Studien an Fischen haben gezeigt, dass Konzentrationen von PCB in 

Fischen, die als Hintergrundbelastung angesehen werden (d. h. < 4 pg WHO- 

TEQ/g FG), bereits Änderungen der durch das Hormon Cortisol regulierten Stressantwort 

bewirken, das Fortpflanzungssystem von Fischen schädigen, das Wachstum der 

Tiere hemmen und die Sterblichkeit von Embryonen erhöhen können. 

Fischotter reagieren im Vergleich zu Vögeln empfindlicher auf PCB. Zudem zeigen 

Fischotter eine ausgeprägte Anreicherung von PCB, die grösstenteils aus dem Verzehr 

von Fisch resultiert. Basierend auf einer Schwellenkonzentration von 18 ng/g FG für 

die i-PCB Belastung in Fischen hinsichtlich einer möglichen Beeinträchtigung der 

Reproduktion bei Fischottern ist davon auszugehen, dass die heutige PCB-Belastung 

der Fische in der Saane unterhalb von Hauterive, in der Birs unterhalb von Choindez 

und im Hochrhein, die meistens deutlich über 100 ng i-PCB/g FG liegt, den Reproduktionserfolg 

und die Wiederansiedlung des Fischotters noch immer gefährden würde. 

Viele aus experimentellen Studien bekannte Effekte von PCB auf Tiere werden nicht 

allein von PCB verursacht. Solche Effekte sind zudem in Wildtierpopulationen wegen 

der grossen individuellen Variabilität schwierig zu erkennen und lassen sich darüber 

hinaus kaum ursächlich mit PCB in Verbindung bringen. Dennoch zeigt die Situationsbeurteilung, 

dass die in Fischen gemessenen PCB-Belastungen in hoch belasteten 

Abschnitten von Fliessgewässern durchaus ein Risiko für Fische und Fischotter darstellen 

können.


4 > Expositionsabschätzung 

für die Bevölkerung 

4.1 Hintergrundbelastung der Schweizer Bevölkerung durch PCDD/F und dl-PCB 

Für die erwachsene Bevölkerung der Schweiz liegt die geschätzte Aufnahme von 

PCDD/F über die Nahrung im Durchschnitt bei 0,6 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag, diejenige 

von dl-PCB bei 1,4 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag (BAG 2008). Insgesamt nimmt 

eine erwachsene Person in der Schweiz somit durchschnittlich etwa 2 pg WHO- 

TEQ/kg KG/Tag an PCDD/F und dl-PCB über den Verzehr von Lebensmitteln auf. 

Diese Belastung der Schweizer Bevölkerung ist vergleichbar mit derjenigen der Bevölkerung 

anderer europäischer Länder wie Belgien, Deutschland, Frankreich und Schweden 

(Tab. 13). Da die tägliche Aufnahme in den meisten dieser Studien unter Verwendung 

von «upper bound»-Konzentrationswerten berechnet wurde, sind Messergebnisse 

unterhalb der analytischen Bestimmungsgrenze mit der jeweiligen Bestimmungsgrenze 

berücksichtigt, was bei tiefen Konzentrationen in Nahrungsmitteln zu einer Überschätzung 

der täglichen Aufnahme führt. 

Für Kinder im Alter von 2 bis 5 Jahren wurde für die Schweiz eine Aufnahmemenge 

von 3,8 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag berechnet (BAG 2007). Die Ergebnisse von Totaldiät-Studien 

in Grossbritannien bestätigen, dass die Aufnahme jüngerer Kinder höher 

ist als diejenige von älteren Kindern. Für Kleinkinder sowie für Schulkinder der Altersgruppe 

4–6 Jahre betrug die Aufnahmemenge im Jahr 2001 ungefähr das Doppelte 

derjenigen von Erwachsenen (Tab. 14). 

Bei der Aufnahme von PCDD/F und dl-PCB über die Nahrung zeigt sich aufgrund 

unterschiedlicher Verzehrsgewohnheiten eine breite Variabilität in der Bevölkerung. 

«Hochverzehrer» von Rindfleisch, Milchprodukten oder Fisch nehmen wesentlich 

mehr von diesen Schadstoffen auf als «Normalverzehrer». So lag die durchschnittliche 

Aufnahme in der Bevölkerung Grossbritanniens im Jahre 1997 bei 1,8 pg WHO- 

TEQ/kg KG/Tag, während Hochverzehrer bis 3,1 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag aufgenommen 

haben (UK Food Standards Agency 2003).

4 > Expositionsabschätzung für die Bevölkerung 73 

Tab. 13 > Durchschnittliche Gesamtaufnahme von PCDD/F und dl-PCB für erwachsene Personen 

in verschiedenen Ländern 

Alle Angaben in pg WHO-TEQ/kg KG/Tag; 

Werte in Klammern bezeichnen den Beitrag von Fisch zur Gesamtaufnahme. 

Land 

PCDD/F PCDD/F + dl-PCB Referenzjahr Referenz 

Belgien 1,0 2,04 (0,81) 2000–2001 Focant et al. 2002 

Deutschland 0,7 (0,09) 2,0 (0,35) 2000–2003 Umweltbundesamt (UBA) 2003 

Frankreich 0,5 1,8 (0,86) 2001–2004 Tard et al. 2007 

Italien 0,96 2,28 (1,0) 2004 Fattore et al. 2006 

Niederlande 0,6 (0,1) 1,2 (0,23) 1998–1999 Baars et al. 2004 

Spanien 1,35 3,22 (0,35) 2000–2003 Fernández et al. 2004 

Schweden 1,12 1,92 1998–1999 Darnerud et al. 2006 

Schweiz 0,6 (0,09) 2,0 (0,4) 2001–2006 BAG 2008 

Grossbritannien 0,4 (0,07) 0,9 (0,27) 2001 UK Food Standards Agency 2003 

USA 1,66 2,3 (0,74) 1998 Schecter et al. 2001 

Tab. 14 > Geschätzte mittlere Aufnahme von PCDD/F und dl-PCB nach Altersgruppen 

in Grossbritannien für 2001 

Alle Angaben in pg WHO-TEQ/kg KG/Tag. Die tägliche Aufnahme wurde unter Verwendung 

von «upper bound» Konzentrationswerten berechnet. 

Altersgruppe 

PCDD/F + dl-PCB 

Erwachsene 0,9 

Schulkinder und Jugendliche (4 bis 18 Jahre) 0,7–1,8 

Kleinkinder (1,5 bis 4,5 Jahre) 1,7–2,2 

UK Food Standards Agency 2003 

4.2 Exposition von Anglerinnen und Anglern in den betroffenen Gewässern 

Als Risikopopulation gelten Anglerinnen und Angler sowie deren Angehörige, die 

regelmässig Fisch aus PCB-belasteten Gewässern konsumieren. Als Basis für eine 

Abschätzung der Konsummenge dienen die in Tab. 15 zusammengestellten Daten zu 

den Fischereierträgen in den betreffenden Gewässern. Die durchschnittlichen jährlichen 

Fangmengen pro Fischer der am meisten konsumierten Fischarten in den verschiedenen 

Gewässern liegen zwischen 0,7 und 2 kg (Ausnahme: Röschenz mit nur 

einem Fischereipatent).


Der Expositionsabschätzung (Tab. 16) wird als Annahme eine durchschnittliche jährliche 

Verzehrsmenge von 2 kg, für Hochverzehrer eine solche von 15 kg zugrunde 

gelegt 2 . In drei Szenarien werden die sich für durchschnittliche und Hochverzehrer aus 

dem Konsum von unterschiedlich stark belastetem Fisch ergebenden zusätzlichen 

Aufnahmemengen an WHO-TEQ abgeschätzt: Szenario 1 basiert auf Fisch im Bereich 

der Hintergrundbelastung (4 pg WHO-TEQ/g FG), Szenario 2 geht von einer Belastung 

im Bereich der HK (8 pg WHO-TEQ/g FG) aus und Szenario 3 widerspiegelt die 

Situation von Fischen aus einem belasteten Gewässer mit Werten im Bereich der 

dreifachen HK (24 pg WHO-TEQ/g FG). 

Tab. 15 > Fischereierträge in Gewässern, in denen bestimmte Fischarten eine erhöhte PCB-Belastung aufweisen 

Fluss/See Fischart Kanton/Land Flussabschnitt Jährlicher Ertrag 

(kg) 

Anzahl 

Hobbyfischer 

Durchschnittlicher 

jährlicher Ertrag 

pro Fischer (kg) 

JU ganzer Flussabschnitt im Kanton 2291 a - 2006 

Liesberg–Duggingenb Birs Bachforelle 

BL 

732 365 2,0 2007 

Röschenz 10 1 10 2007 

Roggenburg 16 6 2,7 2007 

Aesch 174 87 2 2007 

Reinach 32 68 0,5 2007 

Birsfelden 6 32 0,2 2007 

Münchenstein, Muttenz 62 67 0,9 2007 

Total 1032 626 1,65 2007 

Saane Bachforelle FR 

Rossens–Hauterive (kleine Saane) 269 c - 2006 

Hauterive–Pont de Pérolles 193 c - 2006 

Freiburg 100 c - 2006 

Schiffenen–Laupen 79 c - 2006 

Total 641 c - 2006 

BE Laupen–Wileroltigen 80 100 0,8 Ø 1998–2005 

Venoge Bachforelle VD keine Angaben 

Genfersee Seesaibling CH 

Angelfischerei 3335 4652 0,7 2006 

Berufsfischerei 3501 - - 2006 

Total 6836 - - 2006 

a) Keine Angaben vorhanden. Im Kanton JU werden pro Jahr ca. 1100 Fischereipatente gelöst. Eine Zuordnung auf einzelne Flüsse ist nicht möglich. 

b) Fischerei-Pachtvereinigung des Bezirkes Laufen (FIPAL) 

c) Keine Angaben vorhanden. Im Kanton FR wurden im Jahr 2006 1418 Jahres-Fischereipatente für Flüsse und Seen und 237 für Flüsse gelöst. Hinzu kommen noch Halbjahres-, Wochen- und 

Tagespatente für Flüsse/Seen resp. Flüsse hinzu. Eine Zuordnung auf einzelne Flüsse bzw. Flussabschnitte ist nicht möglich. 

gemäss Angaben von kantonalen Ämtern und BAFU 

2 Ein Angler nannte einen Fangertrag von 100 Bachforellen pro Jahr. Unter Annahme eines Frischgewichts von 200 g mit einem essbaren 

Anteil von 75 % resultiert für einen solchen Hochverzehrer ein jährlicher Konsum von 15 kg Fisch. In den Fischereipatenten bestehen 

obere Ertragslimiten. So dürfen private Fischer im Genfersee höchstens 250 Seesaiblinge pro Jahr und höchstens 10 Seesaiblinge pro 

Tag fischen (Fischereiaufsicht des Kantons Waadt, 2008. persönliche Mitteilung.). 

Jahr

4 > Expositionsabschätzung für die Bevölkerung 75 

Tab. 16 > Expositionsabschätzung für Angelfischer in betroffenen Gewässern 

Gewässer Fischart Kanton/Land Flussabschnitt Jahr Anzahl 

Proben 

mittlerer 

Gehalt 

(pg WHO- 

TEQ/g FG) 

Maximalgehalt 

(pg WHO- 

TEQ/g FG) 

Normalverzehrer 

(2 kg/Jahr) 

zusätzl. Aufnahmemenge 

(pg WHO- 

TEQ/g FG) 

Hochverzehrer 

(15 kg/Jahr) 


(pg WHO- 

TEQ/g FG) 

Birs Bachforelle BE, BL, JU nicht spezifiziert 2008 35 18 56 1,4 11 

diverse, 

ausser Bachforelle 

JU nicht spezifiziert 2008 4 17 33 1,3 10 

Saane Bachforelle BE, FR ganzer Fluss 

inkl. Schiffenensee 

2007–2009 43 16 97 1,2 9,2 

diverse, 

BE, FR ganzer Fluss 2007/2008 44 6,8 51 0,54 4,1 


inkl. Schiffenensee 

Venoge VD nicht spezifiziert 2008 16 3,9 10 0,31 2,3 

Genfersee Bachforelle F, VD div. Stellen 2007/2008 24 6,8 13 0,53 4,0 

diverse, 


F, GE, VD div. Stellen 2007/2008 45 1,4 5,7 0,11 0,82 

Rhein Aal AG Reckingen 2000 15 42a 87a 3,3 25 

Spöl Bachforelle GR Zernez 1998 10 17a 21a 1,3 9,4 

Langensee 

Agone TI div. Stellen 2008 6 16 20 1,3 9,7 

a basierend auf der Summe von 6 i-PCB-Kongeneren (28, 52, 101, 108 ,136, 153, 180), mit dem Faktor 0.114 umgerechnet auf WHO-TEQ 

mittlerer 

Gehalt 

(pg WHO- 

TEQ/g FG) 

Normalverzehrer 

(2 kg/Jahr) 


(pg WHO- 

TEQ/g FG) 

abgeschätzte Exposition 

(pg WHO-TEQ/kg KG/Tag) 

Hochverzehrer 

(15 kg/Jahr) 


(pg WHO- 

TEQ/g FG) 

Szenario 1 (Fisch aus unbelastetem Gewässer, Hintergrundbelastung) 4 0,31 2,3 

Szenario 2 (Fisch aus mässig belastetem Gewässer, Belastung im Bereich der HK) 8 0,63 4,7 

Szenario 3 (Fisch aus belastetem Gewässer, Belastung dreifache HK) 24 1,9 14 

Annahme für das Körpergewicht: 70 kg 

weitere Annahmen vgl. Text


5 > Beurteilung der Datenlage, Identifikation 

von Kenntnislücken und Charakterisierung 

des Handlungsbedarfs 

Das Ergebnis der Recherche über die vorhandenen Analysendaten für PCDD/F und 

PCB (dl-PCB und i-PCB) in Fischen, Sedimenten und Wasserproben zeigt, dass die 

Datenlage in der Schweiz insgesamt sehr heterogen ist. Dies gilt für den Zeitpunkt der 

Probenahme, die Zahl der durchgeführten Messungen pro Gewässer und Fischart, die 

gemessenen Einzelstoffe, die Art des untersuchten Probenmaterials sowie die verwendeten 

Verfahren für die Probenaufarbeitung und die Analytik. 

5.1 Datenlage und Kenntnislücken bezüglich der Kontamination von Fischen 

Die vorliegenden Messergebnisse für Fische ermöglichen es, die aktuelle Hintergrundbelastung 

der Fischfauna mit PCDD/F, dl-PCB und i-PCB zu quantifizieren und erhöhte 

Belastungen in bestimmten Gewässern oder Gewässerabschnitten, welche durch 

lokale Schadstoffeinträge verursacht werden, zu erkennen. Nur wenn für ein Gewässer 

repräsentative und aktuelle Untersuchungsergebnisse über die Belastung der Fischfauna 

vorliegen, lässt sich beurteilen, ob Massnahmen zum Schutz von Mensch und 

Umwelt erforderlich sind. Das Vorgehen für die Einschätzung der Belastung der Fische 

eines Gewässers ist in Kapitel 5.3 und die erforderlichen Massnahmen zur Expositionsbegrenzung 

der betroffenen Bevölkerung sind im Kapitel 5.4 beschrieben. 

Für einige Gewässer sind nur spärliche Daten vorhanden, so für den Bielersee, Brienzersee, 

Neuenburgersee, Sempachersee, Vierwaldstättersee, Walensee, Zugersee, 

Zürichsee, die Aare unterhalb des Bielersees, die Glatt, die Limmat, den Rhein und die 

Sitter. 

Keine aktuellen Messdaten (d. h. Probenahmen jünger als 2005) sind vorhanden für 

> einige grössere Mittellandseen (Brienzersee, Greifensee, Neuenburgersee, Sempachersee, 

Vierwaldstättersee, Zugerseee), 

> den Rhein von der Quelle bis Sargans (inklusive Vorder- und Hinterrhein, Plessur, 

Landquart) sowie von Ellikon bis Birsfelden, 

> den Inn und seine Nebenflüsse (Spöl, Flaz), 

> den Ticino und seine Nebenflüsse (Moesa, Brenno), die Maggia und ihre Nebenflüsse 

(Melezza, Isorno) sowie die Verzasca.

5 > Beurteilung der Datenlage, Identifikation von Kenntnislücken und Charakterisierung des Handlungsbedarfs 77 

Keine Messdaten sind vorhanden für 

> einige mittelgrosse Seen (Ägerisee, Alpnachersee, Baldeggersee, Hallwylersee, 

Murtensee, Lago di Poschiavo, Sarnersee, Sempachersee, Sihlsee), 

> die Fliessgewässer im Einzugsgebiet des Vierwaldstättersees (z. B. Urner Reuss mit 

Nebengewässern, Muota, Engelberger Aa, Sarner Aa), 

> die Reuss und ihre Zuflüsse (gesamte Fliessstrecke zwischen Luzern und Mündung 

in die Aare), 

> die Aare zwischen Nidau bei Biel und der Mündung in den Rhein bei Koblenz, 

> die Linth und Zuflüsse (von der Quelle bis zur Mündung in den Walensee), 

> den Rom (Münstertal) und den Poschiavino (Puschlav). 

5.2 Datenlage und Kenntnislücken bezüglich der Belastung von Sedimenten 

und Wasserproben 

Über die Belastung von Sedimenten mit PCB und PCDD/F liegen in der Schweiz im 

Vergleich mit Untersuchungen von Fischen viel weniger Analysendaten vor. Insbesondere 

für dl-PCB und PCDD/F sind in Sediment- und Wasserproben bisher nur sehr 

wenige Messungen durchgeführt worden. Diese beschränken sich auf Sedimentproben 

aus der Birs, Lüssel und Lützel (dl-PCB und PCDD/F) im Kanton Basel-Landschaft, 

der Aare (inkl. Wohlensee), Birs, Saane und einigen kleineren Fliessgewässern im 

Kanton Bern, der Saane und deren Zuflüsse im Kanton Freiburg sowie der Glatt im 

Kanton Zürich. Für Wasserproben aus Fliessgewässern liegen mit Ausnahme von 

vereinzelten Messungen in den Flüssen Saane, Glâne und Gérine im Kanton Freiburg 

keine Daten über Messungen von dl-PCB und PCDD/F vor. 

5.3 Einschätzung der Belastung der Fische eines Gewässers 

Abklärungen zur Notwendigkeit von Untersuchungen über die Belastung von Fischen 

mit PCDD/F und dl-PCB sowie von allfälligen Massnahmen im Bereich Fischerei 

können auf folgende Erkenntnisse aus bestehenden Untersuchungen abgestützt werden: 

PCB sind fettlöslich und werden deshalb primär in fettreichem Muskelfleisch (Filet) 

und bestimmten Organen der Fische, wie z. B. in der Leber, angereichert. In Gewässern 

mit erhöhter PCB-Kontamination weisen Fischarten mit fettarmem Muskelfleisch 

(Tab. 17) daher oft Belastungen unterhalb der HK, während für Fischarten mit mittleren 

bis hohen Fettgehalten eher mit einer Überschreitung der HK zu rechnen ist. Die 

Anreicherung in der Leber führt beispielsweise in Trüschen zu 100fach höheren Gehalten 

in der Leber als im Muskelfleisch derselben Individuen. 

Grosse bzw. ältere Fische haben im Laufe ihres Lebens viel Nahrung aufgenommen 

und folglich auch mehr PCB akkumuliert als kleine bzw. jüngere Fische. Die höchsten 

PCB-Konzentrationen finden sich deshalb bei allen Fischarten in den grössten bzw. 

ältesten Fischen. Grosse Fische sind daher geeignete Indikatoren für eine langfristig 

erhöhte Kontamination eines Gewässers. 

Mehr PCB in fettreichen Fischen 

und in Fischleber 

Mehr PCB in grossen bzw. alten 

Fischen


In Schweizer Gewässern, die nicht mit PCB aus lokalen Punktquellen belastet sind, 

liegen die mittleren dl-PCB-Gehalte bei den meisten Fischarten unter der HK; die 

durchschnittlichen Gehalte der fettreichen Spezies Aal und Agone sowie die Gehalte 

einzelner Indivudien des mittelfetten Seesaibling können jedoch die HK überschreiten. 

Tab. 17 > Klassierung einheimischer Fischarten nach Fettgehalt 

Charakterisierung des Fettgehalts 

Fischart 

fettarm, mager (Fettgehalt < 2 %) Alet 

Äsche 

Flussbarsch 

Hecht 

Regenbogenforelle 

Rotauge 

Schleie 

Trüsche 

Zander 

mittelfett (Fettgehalt 2–10 %) Bachforelle 

Bachsaibling 

Barbe 

Brachse 

Felchen 

Karpfen 

Seeforelle 

Seesaibling 

fettreich (Fettgehalt > 10 %) Aal 

Agone 

5.3.1 Grobanalyse 

Für eine Grobeinschätzung der Belastung der Fische eines Gewässers oder Gewässerabschnitts 

mit PCDD/F und dl-PCB ist es in einem ersten Schritt und aufgrund des 

Vorwissens empfehlenswert, folgendermassen vorzugehen: 

> Die Abklärungen sollen sich immer auf ein definiertes Gewässer oder einen Gewässerabschnitt 

beziehen. Besteht der Verdacht auf Punktquellen, sind diese bei der 

Probenahme einzubeziehen. 

> Die Festlegung der zu untersuchenden Fischarten und -grössen soll in erster Linie 

auf die fischereiliche Nutzung ausgerichtet sein. Es können aber auch bevorzugt 

grössere bzw. ältere Fische untersucht werden, um den «worst case» zu identifizie- 

ren. 

> Aus Kostengründen können Fische der gleichen Art und des gleichen Grössenbereichs 

als Mischproben untersucht werden. Damit gehen jedoch statistische Informationen 

über die Verteilung der Konzentrationen bei Einzelfischen, wie Streuung, 

Maximal- und Minimalwerte sowie Anteil der Fische mit Gehalten über der HK verloren. 

In der Regel keine 

Überschreitungen der HK 

Fangort 

Fischart und Fischgrösse 

Mischproben


Die Massnahmen bei möglichen Situationen nach einer Grobanalyse sind in Tab. 18 

dargestellt. 

> Liegt der arithmetische Mittelwert der untersuchten Fische unter der HK und besteht 

kein Verdacht auf erhöhte Werte bei ausgewählten Fischarten oder bestimmten Teilen 

des Fanggebiets und liegen keine Einzelwerte über der HK, so kann das Gewässer 

ohne weitere Abklärungen als für den Fischfang geeignet betrachtet werden. 

Liegen nur wenige Einzelproben geringfügig über der HK, ist fallweise zu entscheiden 

(in Abhängigkeit von Probenahmestrategie: «worst case», Einzelfisch-/ Mischproben, 

Grösse der Gewässerabschnitts, usw.), ob Massnahmen und weitere Abklärungen 

notwendig sind. 

> Liegt der arithmetische Mittelwert der untersuchten Fische (ohne spezielle Differenzierung 

des Fangs bezüglich Fischart, Grösse/Stückgewicht, Grössen-/Altersverteilung 

für verschiedene Fischarten, Fangort) über der HK, ist zu entscheiden, ob aufgrund 

der Fangmenge und der wirtschaftlichen Bedeutung des Fanggebietes weitere 

Abklärungen in Anbetracht der hohen Analysenkosten sinnvoll sind. Ist dies bei 

kleinen Fangmengen und geringer wirtschaftlicher Bedeutung eines Fanggebiets 

nicht der Fall, so sind Massnahmen zum Gesundheitsschutz der Bevölkerung auch 

dann als verhältnismässig zu betrachten, wenn ein Teil der Fische die HK nicht 

überschreitet. 

Tab. 18 > Situationen nach der Grobanalyse eines Gewässers anhand der PCB-Belastung von Fischen 

Situation 

arithmetischer Mittelwert der 

Gehalte unter der HK 

arithmetischer Mittelwert der 

Gehalte über der HK 

5.3.2 Detailuntersuchung bei Überschreitung der HK 

Massnahmen bei Inverkehrbringen Massnahmen bei Privatkonsum 

keine Einschränkung keine Einschränkung 

Verbot oder weitere Abklärungen nötig Verzehrsempfehlung, Fangverbot bei 

hohen Konzentrationswerten 

Ergibt die Grobanalyse die Notwendigkeit einer Detailuntersuchung oder wird aus 

anderen Gründen direkt eine Detailanalyse in die Wege geleitet, so sind die Proben 

bezüglich Fischarten, Grösse/Stückgewicht und Zusammensetzung des Fangs so zu 

wählen, dass sie für das Fanggebiet typisch sind. Die Streuung der Resultate für Einzelfische 

dürfte nun wesentlich grösser sein als bei der teilweise oder vollständig mit 

Mischproben durchgeführten Grobanalyse. 

Aufgrund einer Detailuntersuchung können sich in Bezug auf die Konzentrationsverteilung 

der gemessenen Proben und der Lage des arithmetischen Mittelwertes zur HK 

unterschiedliche Situationen ergeben, die in Tab. 19 schematisch dargestellt und im 

Folgenden mit den empfohlenen Massnahmen erläutert werden. 

Der arithmetische Mittelwert kann unter der HK liegen oder diese überschreiten 

(Tab. 18). Für die Auswertung und Interpretation der Resultate sind die untersuchten


Proben möglichst nach klaren Kriterien (z. B. Fischart, Grösse/Stückgewicht, Fangorten) 

zu differenzieren und gegebenenfalls zu gruppieren. Dies kann dazu führen, dass 

eine Gruppe unter der HK liegt (Gruppe A), während eine andere Gruppe, z. B. eine 

fettreichere und damit höher belastete Fischart, die HK überschreitet (Gruppe B). Der 

Fall, dass der Mittelwert etwa der HK entspricht, wird hier nicht im Detail behandelt, 

da die Datenlage in der Regel nicht ausreichen dürfte, um statistisch abgesicherte 

Überlegungen anzustellen. Es wird deshalb hier nicht auf das Thema eines sicheren 

Abstandes des Mittelwerts zur HK eingegangen (z. B. statistisch auf dem 5 %- 

Signifikanzniveau gesichert unterhalb des Toleranzwertes im Falle von normal verteilten 

Daten oder mit dem 95-Perzentil unterhalb der HK bei rangierten Werten). In 

zweifelhaften Fällen verfügen die zuständigen kantonalen Fachstellen bei der Anwendung 

der HK über den notwendigen Ermessensspielraum. 

Tab. 19 > Mögliche Situationen nach einer Detailuntersuchung im Fall von unterschiedlich stark belasteten 

Gruppen von Fischen aus PCB-belasteten Gewässern 

allgemeine Situation Situation der Gruppen 

A und B 

Mittelwert aller Proben 

unter der HK 


unter der HK 


über der HK 


über der HK 

Mittelwert von Gruppe A 

unter der HK 

Mittelwert von Gruppe B 

über der HK 

bedeutender Teil der 

Proben aus beiden 

Gruppen über der HK 

Mittelwert von Gruppe A 

unter der HK 

Mittelwert von Gruppe B 

über der HK 

Mittelwerte beider 

Gruppen über der HK 

Massnahmen bei 

Inverkehrbringen 

keine 

Einschränkung 

Massnahmen bei 

Privatkonsum 

keine Einschränkung 

Fangverbot Verzehrsempfehlung 

Fangverbot Verzehrsempfehlung 

keine 

keine Einschränkung 

Einschränkung 

Fangverbot Verzehrsempfehlung, Fangverbot bei 

Gehalten > 25 pg WHO-TEQ/g FG 

Fangverbot für alle Arten, 

Aal mit spezieller HK 

Verzehrsempfehlung, Fangverbot bei 

Gehalten > 25 pg WHO-TEQ/g FG 

In Abb. 30 sind die Massnahmen für eine einheitliche Umsetzung der HK zur Expositionsbegrenzung 

der Bevölkerung für die gewerbsmässige Fischerei und den Fischhandel 

einerseits (Abb. 30a) und die private Angelfischerei (Abb. 30b) dargestellt.


Abb. 30 > Empfohlene Massnahmen 

Summe PCDD/F + dl-PCB 

[pg TEQ/g FG] 

8 

0 

(a) 

Berufsfischerei, Fischhandel 

Regelung für das Inverkehrbringen gemäss 

Fremd- und Inhaltsstoffverordnung (FIV) 

Verbot des Inverkehrbringens 

Keine Massnahmen 

25 

8 

0 

(b) 

Private Angelfischerei, 

keine Abgabe an Dritte 

Regelung nach kantonalem Recht 

Fangverbot 

Konsumwarnung, 

Verzehrsempfehlung 

Keine Massnahmen 

Arithmetischer Mittelwert, berechnet aus einer repräsentativen Stichprobe 

von Einzelmesswerten für eine Fischart 

Messwert für einen Einzelfisch 

5.4 Massnahmen zur Begrenzung der Aufnahme von PCB und PCDD/F 

aus dem Konsum von Fisch 

5.4.1 Rechtliche Grundlagen 

Die Rechtsgrundlagen für die gewerbliche Fischerei bzw. das Inverkehrbringen von 

Fisch und für den privaten Fischfang mit Eigenkonsum unterscheiden sich grundlegend. 

Für das Inverkehrbringen gelten die Bestimmungen des Lebensmittelrechts, 

insbesondere die in der Fremd- und Inhaltsstoffverordnung (FIV) geregelten Höchstkonzentrationen 

für bestimmte Fremdstoffe (EDI 1995). Aufgrund der bilateralen 

Abkommen mit der EU wurden die in der EU seit 2006 geltenden Höchstgehalte für 

PCDD/F und dl-PCB neu in die FIV übernommen und mit den bereits geregelten 

PCDD/F als Toleranzwerte festgelegt (Tab. 20) (EC 2006a, b, EDI 2008). Diese Regelung 

gilt seit 1. Januar 2009. Die Weisung Nr. 17 vom 19. Mai 2009 bezweckt den 

einheitlichen Vollzug dieser Werte und führt die Meldepflicht für Untersuchungsresultate 

ein (BAG 2009).


Tab. 20 > Höchstkonzentrationen für PCDD/F sowie für PCDD/F und dl-PCB gemäss Verordnung des EDI 

über Fremd- und Inhaltsstoffe in Lebensmitteln in Übereinstimmung mit den von der EU festgelegten 

Höchstgehalten 

Lebensmittel 

Muskelfleisch von Fischen und Fischereierzeugnisse 

sowie ihre Verarbeitungserzeugnisse, ausgenommen Aal 

Muskelfleisch von Aal sowie seine 

Verarbeitungserzeugnisse 

Fischleber und ihre Verarbeitungserzeugnisse, ausgenommen 

Öle von Meerestieren 

HK (pg WHO-TEQ/g FG) 

PCDD/F PCDD/F und dl-PCB 

4 8 

kein Höchstgehalt 

festgelegt 

4 12 

Die heutige Regelung der Höchstgehalte ist das Resultat einer längeren Klärungsphase 

(vgl. Kasten). Der Höchstgehalt für PCDD/F und dl-PCB in Fisch beträgt 8 pg WHO- 

TEQ/g Frischgewicht Muskelfleisch (vgl. Tab. 20). Um der erhöhten Anreicherung im 

fettreichen Aal Rechnung zu tragen, gilt für diese Fischart ein höherer Wert; für Fischleber 

liegt der Wert noch höher. 

Am 24. Oktober 2001 unterbreitete die EG-Kommission dem Rat, dem Europäischen 

Parlament und dem Wirtschafts- und Sozialausschuss eine Mitteilung über eine Gemeinschaftsstrategie 

für Dioxine, Furane und PCB (EC 2007). Die Strategie besteht aus zwei 

Teilen mit Massnahmen zur Reduzierung von Dioxinen, Furanen und PCB in der Umwelt 

einerseits und in Nahrungs- und Futtermittel andererseits. Am 12. Dezember 2001 verabschiedete 

der Rat «Umwelt» Schlussfolgerungen zur Mitteilung der Kommission, in denen 

die Strategie unterstützt wird. Die Kommission wurde verpflichtet, Ende 2003 und danach 

alle drei Jahre über die Durchführung zu berichten. Der zweite Fortschrittsbericht über 

den Zeitraum 2004–2006 wurde von der Kommission am 10. Juli 2007 vorgelegt 

(EC 2007). 

Für Schweden und Finnland gilt eine Ausnahme bei der Anwendung der HK für PCDD/F 

und dl-PCB in Fisch. Fische, deren Gehalte an PCDD/F und dl-PCB die Höchstgehalte 

überschreiten, sind innerhalb dieser Länder verkehrsfähig. Diese Ausnahmeregelung 

basiert darauf, dass beide Länder die Bevölkerung mittels Verzehrsempfehlungen in die 

Lage versetzten, dass diese trotz Überschreitung der Höchstgehalte in bestimmten Fischen 

aus der Ostsee den TDI einhalten können. Die EU hat diese Ausnahme kürzlich bis 2011 

verlängert. 

Für die Angelfischerei und den privaten Konsum selbst gefangener Fische haben die 

Bestimmungen des Lebensmittelrechts keine Gültigkeit. Hierfür gelten kantonale 

Rechtsgrundlagen zum Schutz der öffentlichen Gesundheit. 

Inverkehrbringen und Eigenkonsum sind in der Folge getrennt zu beurteilen, wobei das 

unentgeltliche Abgeben von geangelten Fischen an Dritte ebenfalls als Inverkehrbringen 

gilt. In beiden Fällen sollen allfällige Massnahmen den Gesundheitsschutz gewähr- 

25


leisten und verhältnismässig sein. Da für die Risikobegrenzung die Aufnahme über alle 

Lebensmittel und einen grösseren Zeitraum entscheidend ist, müssen die fischereispezifischen 

Massnahmen mit dem ganzen übrigen Lebensmittelbereich abgestimmt sein. 

Die für verschiedene Lebensmittelgruppen unterschiedlich festgelegten Höchstkonzentrationen 

tragen zwei Aspekten Rechnung: 

> Bei normalen Verzehrsgewohnheiten soll die durchschnittliche tägliche Gesamtaufnahme 

über alle Lebensmittel unter die tolerierbare wöchentliche Aufnahmemenge 

des SCF von 14 pg WHO-TEQ/kg KG/Woche (entspricht 2 pg WHO- 

TEQ/kg KG/Tag) gesenkt werden. 

> Die gesetzgeberischen Massnahmen zur Minimierung der Freisetzung von PCDD/F 

und dl-PCB, sind schon vor Jahrzehnten in die Wege geleitet worden. Wegen ihrer 

Persistenz sind diese Fremdstoffe trotzdem heute noch in allen Umweltkompartimenten 

sowie in Lebensmittel vorhanden; sie lassen sich also nicht einfach verbieten. 

Daher sind die Höchstkonzentrationen so festgelegt, dass der am höchsten belastete 

Teil pro Lebensmittelgruppe vom Markt ferngehalten wird. Dieses Prinzip ist 

in Abb. 31 schematisch dargestellt. 

Abb. 31 > Schematische Darstellung des Ansatzes, den besonders belasteten Teil einer 

Lebensmittelgruppe vom Markt fernzuhalten, anstatt eine generelle HK festzulegen 

Lebensmittel der jeweiligen Herkunft (Fisch, Rind, Schwein), deren Konzentrationswerte unter 

den farbig markierten Flächen der Häufigkeitsverteilungskurven liegen, dürfen nicht in Verkehr 

gebracht werden. 

Häufigkeit 

Fisch (auf Frischgewicht bezogen) 

Rind (auf Fett bezogen) 

Schwein (auf Fett bezogen) 

0 1 2 3 4 5 6 

pg TEQ/g 

7 8 9 10 11 12 

Toxikologie 

Machbarkeit und 

Verhältnismässigkeit


5.4.2 Herleitung der Verzehrsempfehlung für die Angelfischerei 

Das Lebensmittelrecht des Bundes regelt Fremdstoffe in Lebensmitteln, die auf den 

Markt kommen oder an Dritte abgegeben werden (Inverkehrbringen, vgl. Kap. 5.4.1). 

Für Anglerinnen und Angler, die ihren Fang selber konsumieren und nicht in Verkehr 

bringen, sind jedoch die lebensmittelrechtlich geregelten Höchstkonzentrationen für 

Fremdstoffe nicht anwendbar. Für die Angelfischerei soll deshalb der Gesundheitsschutz 

mit Verzehrsempfehlungen gewährleistet werden. Diese sollen differenzieren 

zwischen der tolerierbaren Aufnahme von PCDD/F und dl-PCB für die Risikogruppe 

(Mädchen und Frauen im gebärfähigen Alter, vgl. Kap. 1.2.2) einerseits und für die 

weniger empfindliche Bevölkerungsgruppe, d. h. Frauen nach der Menopause und 

Männer, andererseits. Bei der letztgenannten Bevölkerungsgruppe sind entwicklungstoxische 

Effekte nicht massgebend. Die schwedische Behörde für Lebensmittelsicherheit 

hat für nicht-entwicklungstoxische Effekte einen TDI von 2–10 pg WHO- 

TEQ/kg KG/Tag abgeleitet (Hanberg et al. 2007). Für Knaben und männliche Jugendliche 

bis 18 Jahre ist wegen ihrer höheren Grundbelastung und längeren Lebenserwartung 

ein höheres Schutzniveau vor einer potenziell Krebs erzeugenden Wirkung von 

Dioxinen und dioxinähnlichen Verbindungen gefordert als für erwachsene Männer. 

Der tiefere TDI-Wert von 2 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag entspricht der vom SCF für die 

empfindliche Bevölkerungsgruppe abgeleiteten tolerierbaren Aufnahmemenge (TWI 

von 14 pg WHO-TEQ/kg KG/Woche) (SCF 2001). Somit gilt die Empfehlung, keinen 

Fisch mit einer Konzentration von mehr als 8 pg WHO-TEQ/g FG zu konsumieren, 

nicht nur für Mädchen und Frauen im gebärfähigen Alter, sondern auch für Knaben 

und männliche Jugendliche bis 18 Jahre. Für Frauen nach der Menopause und Männer 

soll zumindest das tiefere Schutzniveau, d. h. der höhere TDI-Wert von 10 pg WHO- 

TEQ/kg KG/Tag, nicht überschritten werden. Daraus ergibt sich die in Tab. 21 wiedergegebene 

Verzehrsempfehlung. In Anlehnung daran wird den Kantonen empfohlen, die 

Fischerei zu verbieten, wenn die Konzentration von PCDD/F und dl-PCB in einem 

Gewässer oder Gewässerabschnitt für eine Fischart oder eine Gruppe von Fischen 

(z. B. über einem bestimmten Gewicht oder einer bestimmten Länge) den arithmetischen 

Mittelwert von 25 pg WHO-TEQ/g FG überschreitet. 

Tab. 21 > Verzehrsempfehlungen (maximaler wöchentlicher Konsum) zur Begrenzung der Exposition 

der Bevölkerung durch PCDD/F und dl-PCB aus dem Konsum von Fisch 

Annahmen für die Berechung: Körpergewicht 70 kg, Portionengrösse: 150 g, Grundbelastung aus dem Verzehr von Lebensmitteln 

(ohne Fisch): 2 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag, TDI: 2–10 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag 

Belastungsbereich 

(pg WHO-TEQ/g FG) 

< 4 

Fisch vom Markt sowie selbst gefangener Fisch 

4–8 

Fisch vom Markt sowie selbst gefangener Fisch 

8–25 

Eigenkonsum von selbst gefangener Fisch 

Kinder und Jugendliche bis 18 Jahre sowie Frauen im 

gebärfähigen Alter 

TDI 2 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag 

1–2 Portionen (260–300 g), davon eine Portion mittelfetter 

oder fetter Fisch 

1 Portion (130–150 g), zusätzlich 1 Portion mittelfetter 

oder fetter Fisch vom Markt 

Verzicht auf jeglichen Verzehr 

(Konsumwarnung) 

Frauen nach der Menopause und Männer 

TDI 10 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag 

generelle Empfehlungen für eine optimale Ernährung 

beachten 

1,5–3 Portionen 

(250–490 g) 

maximal 0,5–1,5 Portionen (80–250 g)


5.4.3 Empfehlung über die Information der Bevölkerung durch die kantonalen Behörden 

Damit Anglerinnen und Angler und ihre Angehörigen die mit dem Verzehr von belastetem 

Fisch verbundene Aufnahme an gesundheitsschädlichen PCDD/F und dl-PCB 

in eigener Verantwortung kontrollieren und begrenzen können, müssen sie von den 

Behörden informiert werden. Die Information kann zum Beispiel mit einem Merkblatt 

erfolgen, das über die PCB-Belastung der Fische in bestimmten Gewässerabschnitten 

und maximale Verzehrsmengen Auskunft gibt. Das Merkblatt soll allen Betroffenen 

abgegeben werden (z. B. bei Patentabgabe). Die Kantone sollen die Informationen über 

die Belastung der Fische mit PCDD/F und dl-PCB sowie gegebenenfalls Konsumwarnungen 

und Verzehrsempfehlungen auch im Internet publizieren. In Fällen von sehr 

hoher Kontamination der Fischfauna mit PCDD/F und dl-PCB (> 25 pg WHO- 

TEQ/g FG) können jedoch Verzehrsempfehlungen die betroffenen Angler/innen und 

ihre Angehörigen nicht genügend schützen. Den Kantonen wird deshalb empfohlen, 

gestützt auf kantonales Recht über den Schutz der öffentlichen Gesundheit die Fischerei 

in Gewässern mit hoher Kontamination entweder partiell zu beschränken (Teilverbot 

für betroffene Fischarten bzw. Gruppen von Fischen mit hoher Belastung) oder 

ganz zu verbieten. Gestützt auf den TDI-Wert von 10 pg WHO-TEQ/kg KG/Tag für 

die weniger empfindliche Bevölkerungsgruppe ist ein Fangverbot in einem Gewässer 

(resp. Gewässerabschnitt) angebracht, wenn die mittlere Belastung der Fische mit 

PCDD/F und dl-PCB den Wert von 25 pg WHO-TEQ/g FG überschreitet. 

Neben den Risiken einer erhöhten Schadstoffaufnahme durch Fischkonsum (z. B. 

PCDD/F, PCB und Quecksilber) soll auch auf den Nutzen der Versorgung mit gesundheitsfördernden 

Stoffen hingewiesen werden. Als gesundheitsfördernd gelten insbesondere 

langkettige mehrfach ungesättigte Omega-3-Fettsäuren (LC n-3 PUFA), 

Vitamine und Mineralstoffe. Die europäische Behörde für Lebensmittelsicherheit 

(EFSA) hat im Jahr 2005 eine Nutzen/Risiko-Bewertung publiziert (EFSA 2005a). Das 

Thema Fischkonsum für Schwangere und stillende Mütter unter Berücksichtigung der 

PCDD/F und dl-PCB ist auch in einem aktuellen Bericht der Eidgenössischen Ernährungskommission 

behandelt worden (Eidgenössische Ernährungskommission 2008). 

Die Kommission empfiehlt Schwangeren und Stillenden, pro Woche 1–2 Portionen 

möglichst fetthaltige, methylquecksilberarme Fische (z. B. Forellen, Rotbarsch, Felchen, 

Sardinen, weissen Heilbutt) zu essen. Ostsee-Hering und Ostsee-Lachs sollen 

wegen zu hoher Gehalte an Dioxinen und dioxinähnlichen Verbindungen gemieden 

werden.


5.5 Empfehlung zur Schliessung von Kenntnislücken über die Belastung 

von Gewässern 

5.5.1 Untersuchungen über die Belastung der Fischfauna 

Wie in Kapitel 2 beschrieben sind die vorhandenen Daten über die Belastung von 

Fischen mit PCB und PCDD/F sehr ungleich verteilt auf die in der Schweiz heimischen 

Fischarten. Verständlicherweise wurden in Fliessgewässern weitaus am meisten Bachforellen 

und andere Salmoniden-Arten untersucht, denn diese Fischarten zählen zu den 

begehrtesten Speisefischen. Sehr wenige Messwerte liegen für Brachse, Karpfen, Hasel 

und Alet vor, die als Speisefische wenig beliebt sind. Für die Schleie liegen uns keine 

Messwerte aus der Schweiz vor. Diese Fischarten sollten bei künftigen Messkampagnen 

besser berücksichtigt werden. 

5.5.2 Untersuchungen über die Belastung von Sedimenten 

Sedimente sind eine Senke für PCB und PCDD/F und stellen die primäre Quelle für 

den kontinuierlichen Eintrag dieser Schadstoffe in die aquatische Nahrungskette dar: 

Sie sind Ausgangspunkt für die Akkumulation dieser lipophilen Stoffe in benthischen 

Organismen und in Fischen, die in Sedimentnähe leben (z. B. Trüschen, Barben, Aale). 

Eine Erweiterung der Datenbasis über die Belastung von Sedimenten in Flüssen und 

Seen in der Schweiz mit PCB und PCDD/F ist deshalb wünschenswert. 

Damit die Ergebnisse von Sedimentuntersuchungen in Zukunft besser vergleichbar 

sind und im Hinblick auf Verteilungsprozesse und Bioverfügbarkeit beurteilt werden 

können, wird das BAFU in Zusammenarbeit mit der EMPA und EAWAG sowie 

interessierten Kantonen eine robuste Methode für die Probenahme, Probenaufarbeitung 

und Analyse von Sedimenten erarbeiten und den Kantonen und interessierten Laboratorien 

zur Verfügung stellen. 

5.6 Identifikation unbekannter Punktquellen von PCB-Emissionen in Gewässer 

Die Analysenergebnisse von PCB in Fischen und Sedimentproben zeigen für einzelne 

Gewässerabschnitte wie z. B. in der Saane von Posieux bis Kleinbösingen im Kanton 

Freiburg und in der Birs von Choindez im Kanton Jura bis zur Mündung in den Rhein 

bei Birsfelden im Kanton Basel-Landschaft hohe Belastungen, die auf das Vorhandensein 

einer oder mehrerer Punktquellen in Gewässernähe schliessen lassen. Während als 

Ursache für die hohe PCB-Belastung in der Saane die unmittelbar am Saaneufer liegende, 

1975 stillgelegte Deponie «La Pila» in der Gemeinde Hauterive ermittelt werden 

konnte, ist die Quelle für die erhöhte PCB-Belastung in der Birs noch nicht bekannt. 

Es stellt sich somit die Frage, welche «diagnostischen» Methoden für die Suche 

und Identifikation von Punktquellen im unmittelbaren Einzugsbereich von Gewässern 

geeignet sind. Für die Lokalisierung von direkten Eintragsquellen in Gewässer können 

unter bestimmten Bedingungen Analysen von Sediment- und Wasserproben nützlich


sein. Die Möglichkeiten und Grenzen solcher Untersuchungen müssen jedoch genauer 

abgeklärt werden. 

Als potentielle Punktquellen von PCB stehen insbesondere folgende Objekte in Verdacht: 

alte Deponien und Lagerstandorte von Industrie- und Gewerbeabfällen, ehemalige 

Betriebsstandorte von bestimmten gewerblichen und industriellen Produktions- 

und Servicebetrieben (z. B. Herstellung von Elektroanlagen, Elektrizitätswerke, 

Schrottlagerung und -verarbeitung, Shredderwerke, Herstellung von Farben, Lacken 

und Fugendichtungsprodukten, metallverarbeitende Betriebe). Einzelne Kantone wünschen 

vom Bund eine Hilfestellung für Abklärungen über PCB-Punktquellen. Das 

BAFU wird deshalb in Zusammenarbeit mit den Kantonen und Branchenexperten eine 

möglichst vollständige Übersicht über potentielle PCB-Punktquellen erstellen und den 

Kantonen eine Arbeitshilfe zur Verfügung stellen. 

5.7 Elimination von bekannten PCB-Reservoiren in Anlagen und Bauten 

Polychlorierte Biphenyle (PCB) sind seit Beginn der technischen Verwendung im 

Jahre 1929 bis zur Einstellung der Produktion in den westlichen Industriestaaten in den 

1980er Jahren weltweit im Umfang von etwa 1,5 Millionen Tonnen produziert worden. 

In der Schweiz wurden PCB zwar nie hergestellt, jedoch als technische Gemische und 

Bestandteile von diversen Produkten importiert und verwendet. Es ist nicht genau 

bekannt, wie viel PCB in die Schweiz eingeführt worden sind. Schätzungsweise betrug 

die in der Schweiz insgesamt in Verkehr gebrachte PCB-Menge mehr als 6000 Tonnen 

(BUS 1988, Müller 1994, Wegmann 2002). Präzise Angaben über die heute noch 

vorhandene gesamte Menge von PCB in der Schweiz sind nicht möglich, weil weder 

über die gesamte Importmenge noch über die heute in Bauten, elektrotechnischen 

Anlagen und Geräten sowie anderen langlebigen Gütern vorhandene PCB-Menge, 

noch über die im gesamten Zeitraum entsorgte PCB-Fracht gesicherte Daten vorliegen. 

Basierend auf den Ergebnissen diverser Untersuchungen von Kantonen, des Bundesamtes 

für Umwelt und der Entsorgungswirtschaft über PCB-Vorkommen in Transformatoren 

und Kondensatoren, Korrosionsschutzbeschichtungen und Fugendichtungsmassen 

lässt sich abschätzen, dass die heute noch vorhandene gesamte PCB-Menge in 

diesen Anwendungsbereichen einige hundert Tonnen beträgt. 

Bedeutende frühere Verwendungen, von denen heute noch grössere PCB-Mengen in 

der Schweiz existieren, betreffen Kondensatoren in Blindstromkompensationsanlagen, 

Elektro-Grossgeräten und in Vorschaltgeräten von Leuchtstofflampen (zusammen 100 

bis 450 Tonnen), dauerelastische Fugendichtungsmassen in Hoch- und Tiefbauten (50 

bis 150 Tonnen) und Korrosionsschutzbeschichtungen von Hochspannungsmasten, 

Stahlbrücken, Tanklagern und anderen Stahlobjekten (zusammen 50 bis 100 Tonnen). 

Die ursprünglich mit PCB-haltigen Isoliermedien gefüllten Transformatoren sind bis 

heute grösstenteils entsorgt worden, so dass in diesem Anwendungsbereich nur noch 

wenige Tonnen PCB vorhanden sind. Nicht bekannt ist die PCB-Menge, die heute 

noch in alten Farbanstrichen und Lacken vorhanden ist.


Gute Kenntnisse sind über PCB in Transformatoren und grossen Kondensatoren von 

Industriebetrieben mit Hochspannungsanlagen vorhanden. Diese Apparate mussten 

gemäss Verordnung über umweltgefährdende Stoffe den kantonalen Behörden vom 

Eigentümer gemeldet und bis zum 31. August 1998 ausser Betrieb genommen und 

entsorgt werden. Einige Kantone führten Verzeichnisse von PCB-haltigen Transformatoren 

und grossen Kondensatoren. Über die noch vorhandenen örtlichen PCB-Vorkommen 

in Kondensatoren von Blindstromkompensationsanlagen bei Niederspannungsbezügern, 

in Kleinkondensatoren, in Gebäuden mit dauerelastischen Fugendichtungsmassen 

und in Korrosionsschutzbeschichtungen von grossen Stahlobjekten fehlen die 

Kenntnisse weitgehend. Stichprobenweise Untersuchungen bei Bauten und elektrischen 

Anlagen lassen jedoch darauf schliessen, dass landesweit noch hunderte bis 

tausende Objekte mit PCB-Vorkommen vorhanden sind. Deshalb sind bei Umbau- und 

Rückbauvorhaben von Gebäuden aus dem Zeitraum der PCB-Verwendung sowie bei 

Erneuerungen von Korrosionsschutzbeschichtungen an grossen Stahlobjekten vorgängig 

Abklärungen über das Vorhandensein von PCB notwendig. 

Handlungsbedarf besteht bei Abklärungen über PCB-Vorkommen in Gebäuden, elektrischen 

Anlagen und belasteten Standorten sowie bei der Umsetzung von bestehenden 

Vorschriften und der Anwendung von technischen Regeln in der Bau-, Sanierungs- und 

Entsorgungspraxis. Als Vertragspartei der Stockholm POPs Konvention hat sich die 

Schweiz verpflichtet, weitere Anstrengungen zur vollständigen Eliminierung von PCB 

zu unternehmen und periodisch darüber zu berichten. Der Bund wird in Zusammenarbeit 

mit den Kantonen und den betroffenen Branchen prüfen, welche Massnahmen zum 

Erreichen dieses Ziels notwendig und verhältnismässig sind und für deren Umsetzung 

sorgen (Das Schweizerische Parlament – Curia Vista Geschäftsdatenbank 2009).


> Verzeichnisse 

Abkürzungen 

Afssa 

Agence française de sécurité sanitaire des aliments 

Ah-Rezeptor (AhR) 

Aryl hydrocarbon receptor; Protein im Cytosol von Wirbeltier-Zellen, das 

als Transkriptionsfaktor bei der Regulation der Genaktivität beteililgt ist. 

Nach Bindung des PCDD/F- oder dl-PCB-Kongeners und Abspaltung 

anderer mit dem Ah-Rezeptor assoziierten Proteine wandert der Dioxin- 

Rezeptor Komplex in den Zellkern, bindet an DNA und führt dort zu 

einer Aktivierung der DNA-Transkription und damit zu erhöhter Expression 

verschiedenster Proteine wie das Cytochrom-P-450-Enzym 1A1. 

ASE 

accelerated solvent extraction (beschleunigte Extraktion mit 

Lösungsmitteln) 

BAFU 

Bundesamt für Umwelt 

BAG 

Bundesamt für Gesundheit 

BCF 

Biokonzentrationsfaktor 

dl-PCB 

dioxin-like PCB (dioxinähnliche PCB), in der Fachliteratur auch als 

coplanare PCB bezeichnet (PCB 77, 81, 105, 114, 118, 123, 126, 156, 

157, 167, 169 und 189) 

EDI 

Eidgenössisches Departement des Inneren 

EFSA 

European Food Safety Authority (Europäische Behörde für 

Lebensmittelsicherheit) 

EROD 

Ethoxyresorufin-O-deethylase 

EU-Höchstgehalt 

8 pg WHO-TEQ/g FG bzw. 12 pg WHO-TEQ/g FG für Aal. Diese Werte 

stimmen mit den in der Schweiz gültigen HK überein. 

FAO 

Food and Agriculture Organization (Organisation für Ernährung und 

Landwirtschaft der Vereinten Nationen) 

FG 

Frischgewicht 

FIV 

Fremd- und Inhaltsstoffverordnung (Verordnung des EDI über Fremd- 

und Inhaltsstoffe in Lebensmitteln) 

GC-MS 

Gaschromatographie-Massenspektrometrie 

HK 

Höchstkonzentration für Dioxine und dioxinähnliche Verbindungen in 

Fisch gemäss FIV (8 pg WHO-TEQ/g FG bzw. 12 pg WHO-TEQ/g FG 

für Aal). Diese Werte stimmen mit den EU-Höchstgehalten überein. 

HRMS 

hochauflösende Massenspektrometrie (high resolution mass 

spectrometry) 

IKSR 

Internationale Kommission zum Schutz des Rheins 

i-PCB 

Indikator-PCB (PCB 28, 52, 101, 138, 153 und 180 bzw. deren 

Summenwert) 

IUPAC 

International Union of Pure and Applied Chemistry 

JECFA 

Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives (Gemeinsames 

Expertenkomitee für Lebensmittelzusatzstoffe der FAO und der WHO) 

KG 

Körpergewicht 

Kongener 

Einzelstoff innerhalb einer Stoffklasse mit derselben Grundstruktur 

(z. B. PCB, PCDD, PCDF), charakterisiert durch Anzahl und Position der 

Chlorsubstituenten 

KOW 

Octanol-Wasser-Verteilungskoeffizient 

OC 

organic carbon (organischer Kohlenstoff) 

PCB 

polychlorierte Biphenyle


PCDD 

polychlorierte Dibenzo-p-dioxine 

PCDD/F 

polychlorierte Dibenzo-p-dioxine und Dibenzofurane, im allgemeinen 

Sprachgebrauch auch zusammengefasst als «Dioxine» bezeichnet 

PCDF 

polychlorierte Dibenzofurane 

pg 

Picogramm (1 pg = 10 –12 g = 0,000 000 000 001 g) 

POPs 

persistent organic pollutants (persistente organische Schadstoffe) 

PTMI 

provisional tolerable monthly intake (provisorische tolerierbare 

monatliche Aufnahmemenge), in pg WHO-TEQ/kg KG 

SACN 

Scientific Advisory Committee on Nutrition (Wissenschaftliches 

Beratergremium für Ernährung des Vereinigten Königreichs) 

SCF 

Scientific Committee on Food (Wissenschaftliches Komitee für 

Lebensmittel der Europäischen Kommission) 

STABW 

Standardabweichung 

TDI 

tolerable daily intake (tolerierbare tägliche Aufnahmemenge) 

in pg WHO-TEQ/kg KG/Tag 

TEF 

toxicity equivalent factor, Toxizitätsäquivalenzfaktor 

TEQ 

toxicity equivalent (Toxizitätsäquivalent bzw. Toxiziätsäquivalenzkonzentration), 

berechnet als Summe der gemessenen Konzentrationen 

der einzelnen Kongenere von PCDD und PCDF bzw. PCDD, PCDF und 

dl-PCB, jeweils multipliziert mit den WHO-TEF 

TS 

Trockensubstanz 

TWI 

tolerable weekly intake (tolerierbare wöchentliche Aufnahme) , 

in pg WHO-TEQ/kg KG 

WHO 

World Health Organization (Weltgesundheitsorganisation) 

WHO-TEQ 

von der WHO vorgeschlagene TEQ für PCDD, PCDF und dl-PCB (van 

den Berg et al. 1998) 

WHO-TDI 

tolerierbare tägliche Aufnahmemenge gemäss WHO (1–4 pg WHO- 

TEQ/kg KG) 

Fisch- und Krebsarten 

deutsche Bezeichnung wissenschaftlicher Name 

Aal Anguilla anguilla 

Agone Alosa agone 

Albock (Felchen) Coregonus fatioi 

Alet, Döbel Leuciscus cephalus 

Äsche Thymallus thymallus 

Bachforelle Salmo trutta fario 

Bachsaibling Salvelinus fontinalis 

Barbe Barbus barbus 

Bondella (Felchen) Coregonus macrophthalmus 

Brachse, Brachsme Abramis brama 

Brienzlig (Felchen) Coregonus albellus 

Felchen Coregonus sp. 

Flussbarsch, Egli Perca fluviatilis 

Hasel Leuciscus leuciscus 

Hecht Esox lucius 

Kamberkrebs Orconectes limosus 

Kanadische Seeforelle Salvelinus namaycush 

Karpfen Cyprinus carpio 

Regenbogenforelle Oncorhynchus mykiss 

Rotauge Rutilus rutilus 

Rotfeder Scardinius erythrophthalmus 

Schleie Tinca tinca 

Seeforelle Salmo trutta lacustris 

Seesaibling Salvelinus alpinus 

Signalkrebs Pacifastacus leniusculus 

Trüsche Lota lota 

Zander Sander lucioperca 

Abbildungen 

Abb. 1 

Strukturformeln von PCDD, PCDF und PCB 13 

Abb. 2 

PCDD, PCDF und dl-PCB mit dioxinartigem Wirkmechanismus 14


Abb. 3 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus der Birs und ihrem 

Einzugsgebiet sowie aus Birsig und Ergolz 28 

Abb. 4 

dl-PCB und PCDD/F in Fischen aus dem Doubs und seinen 

Zuflüssen aus dem Jura (Allaine und Vendline) 29 

Abb. 5 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus Gewässern im Neuenburger 

Jura (Areuse, Seyon) und dem Neuenburgersee 30 

Abb. 6 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus der Aare und ihrem 

Einzugsgebiet ausser der Saane 31 

Abb. 7 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus der Saane und ihrem 

Einzugsgebiet 32 

Abb. 8 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus der Saane und ihrem 

Einzugsgebiet, geordnet nach Fischarten 33 

Abb. 9 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus dem Genfersee 35 

Abb. 10 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen (Einzelexemplare) aus dem 

Genfersee von 2007/2008 35 

Abb. 11 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen (Einzelexemplare) aus der 

Rhone bei Verbois 36 

Abb. 12 

Korrelation zwischen Fettgehalt und PCDD/F- und dl-PCB- 

Gehalten bei Fischen aus der Rhone bei Verbois (GE) 37 

Abb. 13 

PCDD/F und PCB in Fischen aus Gewässern des Kantons 

Waadt 39 

Abb. 14 

Verteilungsmuster der 6 i-PCB in Bachforellen aus der Venoge 

(Proben Nr. 716 bis 724 der Untersuchungskampagne von 

1990–1993) im Vergleich mit einem üblichen durchschnittlichen 

Muster von 38 Bachforellen aus den Kantonen GE, VD und VS 40 

Abb. 15 

PCDD/F und dl-PCB in Bachforellen, Hecht (H) und 

Regenbogenforelle (R) aus Walliser Fischzuchten und Flüssen 41 

Abb. 16 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus Rhein und Bodensee ab 

2001 43 

Abb. 17 

i-PCB in Fischen aus Rhein und Bodensee 44 

Abb. 18 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus Zürcher Fliessgewässern 

und Seen 45 

Abb. 19 

PCDD/F und dl-PCB in Mischproben von Fischen aus 

Gewässern der Ostschweiz 46 

Abb. 20 

Auf Frischgewicht bezogene Gehalte an i-PCB in Fischen aus 

den Jahren 1996 und 2004 aus dem Inn und seinem 

Einzugsgebiet im Engadin 47 

Abb. 21 

PCDD/F, dl-PCB und i-PCB in Fischen (Mischproben von 2004) 

aus dem Inn 48 

Abb. 22 

Auf Frischgewicht bezogene Gehalte an i-PCB in Fischen aus 

Tessiner Gewässern im Einzugsgebiet von Langen- und 

Luganersee 49 

Abb. 23 

Zeitliche Entwicklung der PCB-Gehalte verschiedener 

Fischarten im Langensee (mit Angabe der Standardabweichung) 50 

Abb. 24 

PCDD/F und dl-PCB in Fischen aus schweizerischen 

Mittellandseen 51 

Abb. 25 

i-PCB in Fischen aus Bergseen in den Kantonen Tessin und 

Graubünden 52 

Abb. 26 

PCDD/F, dl-PCB und i-PCB in Fischen aus Bergseen im Kanton 

Graubünden 53 

Abb. 27 

PCB-Belastung von Sedimenten der Birs und ihren Zuflüssen 55 

Abb. 28 

Konzentrationsverteilung von dl-PCB und PCDD/F sowie von 

i-PCB in Sedimentproben in der Birs im Kanton Basel- 

Landschaft 56


Abb. 29 

Toxische Wirkungen von PCB in Abhängikeit von der 

Konzentration und Expositionsdauer 63 

Abb. 30 

Empfohlene Massnahmen 81 

Abb. 31 

Schematische Darstellung des Ansatzes, den besonders 

belasteten Teil einer Lebensmittelgruppe vom Markt 

fernzuhalten, anstatt eine generelle HK festzulegen 83 

Tabellen 

Tab. 1 

Einteilung der Schweizer Gewässer nach aktueller PCB- 

Belastung der Fische 10 

Tab. 2 

PCDD, PCDF und dl-PCB mit Toxizitätsäquivalenzfaktoren nach 

WHO (1998) a) sowie i-PCB 16 

Tab. 3 

Umweltrelevante Stoffeigenschaften von PCB 17 

Tab. 4 

Tolerierbare Aufnahmemenge von PCDD/F und dl-PCB in der 

Risikobewertung von internationalen Expertengremien 20 

Tab. 5 

Umrechnungsfaktoren zur Berechnung von Schätzwerten für 

Summengehalte von dl-PCB und 6 i-PCB 27 

Tab. 6 

PCB-Gehalte (Summe 6 i-PCB) in Sedimenten aus Schweizer 

Fliessgewässern und Seen (ng/g TS) 57 

Tab. 7 

dl-PCB-Gehalte in Sedimenten aus Schweizer Fliessgewässern 

(pg WHO-TEQ/g TS) 57 

Tab. 8 

Vergleichswerte aus der Literatur für PCB-Gehalte (Summe 6 i- 

PCB) in Sedimenten, die in verschiedenen Gewässern in 

anderen Ländern gemessen wurden (ng/g TS) 58 

Tab. 9 

PCB-Gehalte (Summe 6 i-PCB) in Wasserproben aus Schweizer 

Fliessgewässern und Deponien (ng/L) 59 

Tab. 10 

Schwellenkonzentrationen für toxische Wirkungen von PCB auf 

Fische 66 

Tab. 11 

Schwellenkonzentrationen für negative Wirkungen von PCB auf 

Otter 69 

Tab. 12 

Risikobeurteilung der PCB-Belastung von Ottern 70 

Tab. 13 

Durchschnittliche Gesamtaufnahme von PCDD/F und dl-PCB für 

erwachsene Personen in verschiedenen Ländern 73 

Tab. 14 

Geschätzte mittlere Aufnahme von PCDD/F und dl-PCB nach 

Altersgruppen in Grossbritannien für 2001 73 

Tab. 15 

Fischereierträge in Gewässern, in denen bestimmte Fischarten 

eine erhöhte PCB-Belastung aufweisen 74 

Tab. 16 

Expositionsabschätzung für Angelfischer in betroffenen 

Gewässern 75 

Tab. 17 

Klassierung einheimischer Fischarten nach Fettgehalt 78 

Tab. 18 

Situationen nach der Grobanalyse eines Gewässers anhand der 

PCB-Belastung von Fischen 79 

Tab. 19 

Mögliche Situationen nach einer Detailuntersuchung im Fall von 

unterschiedlich stark belasteten Gruppen von Fischen aus PCBbelasteten 

Gewässern 80 

Tab. 20 

Höchstkonzentrationen für PCDD/F sowie für PCDD/F und dl- 

PCB gemäss Verordnung des EDI über Fremd- und Inhaltsstoffe 

in Lebensmitteln in Übereinstimmung mit den von der EU 

festgelegten Höchstgehalten 82 

Tab. 21 

Verzehrsempfehlungen (maximaler wöchentlicher Konsum) zur 

Begrenzung der Exposition der Bevölkerung durch PCDD/F und 

dl-PCB aus dem Konsum von Fisch 84 

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Abstracts - kfvbl

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