Auswahl und Modifizierung von Methoden zur Extraktion der Lipidfraktion aus verschiedenen Lebensmitteln zu PCDD-, PCDF- und PCB-Bestimmung

Inhaltsverzeichnis

1. Theoretischer Teil:
1.1 Einleitung und Aufgabe
1.2 PCB & Dioxine
1.2.1 Zur Geschichte
1.2.2 Nomenklatur und Struktur
1.2.3 Verbreitung von PCB und Dioxinen
1.2.4 Toxische Wirkung
1.2.5 Toxizitätspotentiale der Dioxine
1.2.6 Belastung des Menschen
1.2.7 Dioxin in Lebensmitteln
1.2.8 PCB und Dioxinanalytik in Lebensmitteln
1.2.9 Richtlinien
1.3 Lipide
1.3.1 Definitionen
1.3.2 Bedeutung in Lebensmitteln
1.3.3 Fettsäuren
1.3.3.1 Nomenklatur
1.3.3.2 Gesättigte Fettsäuren
1.3.3.3 Ungesättigte Fettsäuren
1.3.3.4 Löslichkeit der Fettsäuren
1.3.3.5 Fettsäurenverteilung in Lebensmitteln
1.3.4 Acylglyceride
1.3.4.1 Nomenklatur und Einteilung
1.3.5 Phospho- und Glycolipide
1.3.5.1 Phospholipide
1.3.5.2 Glyceroglycolipide
1.3.5.3 Sphingolipide
1.3.5.4 Verteilung der Phospho- und Glycolipide
1.3.6 Sterine
1.3.6.1 Struktur und Nomenklatur
1.3.6.2 Sterine in tierischen Lebensmitteln
1.3.7 Andere Fettbestandteile

2. Proben und Methoden
2.1 Probenmaterial
2.1.1 Fleisch- und Wurstwaren
2.1.1.1 Hackfleisch
2.1.1.2 Wurst
2.1.1.3 Schwarzwälder Schinken
2.1.1.4 Hühnerbrustfilet
2.1.2 Joghurt und Milchprodukte
2.1.2.1 Joghurt
2.1.2.2 Natillas de chocolate
2.1.2.3 Milchreis
2.1.3 Getreideprodukte
2.1.3.1 Reis
2.1.3.2 Baguette
2.1.3.3 Pumpernickel
2.2 Fettextraktionen
2.2.1 Einleitung
2.2.2 Methodenauswahl
2.2.3 Methoden zur Fettextraktion
2.2.3.1 Direkte Extraktion
2.2.3.2 Extraktion nach Salzsäureaufschluss
2.2.3.3 Extraktion nach Schwefelsäureaufschluss
2.2.3.4 Extraktion nach Denaturierung
2.3 Modifikationen
2.3.1 Baur und Barscholl, modifiziert
2.3.2 Denaturierung, modifiziert
2.3.3 Soxhlet direkt, modifiziert
2.4 Identifizierung des Fettsäurenspektrums mittels GC
2.5 PCB- und Dioxin-Bestimmung mittels HRGC/HRMS

3. Ergebnisse
3.1 Fettgehalte
3.1.1 Fleisch- und Wurstwaren
3.1.2 Joghurt und Milchprodukte
3.1.3 Getreideprodukte
3.2 Fettspektren
3.2.1 Fleisch- und Wurstwaren
3.2.2 Joghurt und Milchprodukte
3.2.3 Getreideprodukte
3.3 Dioxinanalytik
3.3.1 Joghurt

4. Zusammenfassung
4.1 Zusammenfassung in deutscher Sprache
4.2 Zusammenfassung in englischer Sprache

1. Theoretischer Teil

1.1 Einleitung und Aufgabe

Die polychlorierten Dibenzo-p-dioxine und Dibenzofurane und die polychlorierten Biphenyle sind drei Familien von chlororganischen Verbindungen, die ubiquitär, d.h. in der gesamten Umwelt, in geringsten Mengen, zu finden sind. Eine besondere Rolle fällt ihnen durch ihr Vorkommen in Lebensmitteln zu.

Dies ist durch ihre Eigenschaften zu begründen:

- Bioakkumulation: Durch ihren deutlich lipophilen Charakter sammeln sie sich besonders im Fettgewebe der Tiere an, sowie im Fett der tierischen Produkte und reichern sich so von Glied zu Glied bis zum Menschen, dem letzten Glied in der Nahrungskette an.

- Toxizität: Die Exposition mit diesen Stoffen verursachen eine große Zahl von toxischen Effekten bei verschiedenen Tierarten (Cikryt, P.; 1995) und Menschen, sowohl akut als auch chronischer Art. Die Effekte, die sie bei unserer Spezies auslösen, sind heute immer noch das Objekt von zahlreichen Forschungsarbeiten und Veröffentlichungen.

Verschiedene Unfälle haben zu der Notwendigkeit geführt, den Ursprung dieser Stoffe, die Konsequenzen ihres Vorkommens in der Umwelt und in der Nahrungskette genauer zu erforschen.

Vom Gesichtspunkt des Lebensmittelchemikers, besonders den analytischen Aspekt betrachtend, ist wichtig, dass sie in sehr geringen Mengen vorkommen (Nanogramm oder Mikrogramm pro Gramm für polychlorierten Biphenyle und Pikogramm oder Nanogramm für polychlorierten Dibenzo-p-dioxine und Dibenzofurane), in sehr verschiedenen Medien und in großer Zahl (209 polychlorierten Biphenyle und 210 polychlorierten Dibenzo-p-dioxine und Dibenzofurane). Jedoch wirken nur einige von ihnen toxisch.

Somit ist zu erklären, dass für ihre Untersuchung eine sehr aufwendige und kostspielige Analytik notwendig ist. Das analytische Interesse liegt nun hauptsächlich in der Entwicklung von neuen Untersuchungsmethoden, da es bisher keine Methode gibt, die allgemein verwendet wird und genügende Mengen an Fett extrahiert. Diese Methoden sollten den gleichen Vertrauenswert haben, ein einfaches Arbeiten ermöglichen, die Analysenzeit als auch die Kosten und die Lösungsmittelexposition der Laboranten verringern. Um möglichst geringe Konzentrationen an der Bestimmungsgrenze ermitteln zu können, ist es nötig cirka 4 Gramm Fett aus dem Lebensmittel zu extrahieren, da bei geringerem Fetteinsatz sich die Ergebnisse im Bereich der Blindproben bewegen (Bascompta O.; 2000). Im gleichen Arbeitsschritt soll auch der genaue Gesamtfettgehalt bestimmt werden, da der Dioxingehalt auf den Gesamtfettgehalt des Produktes bezogen angegeben wird.

Diese Arbeit ist genau unter diesen Vorgaben entstanden.

Es soll eine Methode entwickelt werden, um den Gesamtfettgehalt bestimmter Produktes genau zu bestimmen. Gleichzeitig soll die zur Dioxinanalytik notwendige Menge von vier Gramm Fett extrahiert werden.

1.2 PCB & Dioxine

1.2.1 Zur Geschichte :

PCB:

In Japan ereignete sich im Jahre 1968 ein schwerer Unfall mit Polychlorierten Biphenylen (PCB). Bei der Herstellung von Reisöl wurde dieses mit PCBs verunreinigt, die aus einem Wärmetauscher austraten. Dieses Reisöl wurde von den Opfern verzehrt und sie wurden mit einem ganzen Spektrum von Symptomen in die Krankenhäuser eingeliefert: Gewichtsverlust, Erbrechen, Chlorakne, Haarausfall, Hyperpigmentierung der Haut und erhöhte Anfälligkeit für Infektionen der Atemwege. Bei zu diesem Zeitpunkt schwangeren Frauen kam es zu Totgeburten und ein Teil der Lebendgeburten litt unter Fußmissbildungen (“Schaukelfuß”) (Saeki et al. 1971). Dieser Unfall ist heute unter dem Begriff “Yusho”, was vergiftetes Reisöl bedeutet, bekannt.

Dioxine:

Im Jahre 1956 behandelte der Dermatologe Dr. K.H. Schulz in einem Hamburger Krankenhaus circa 30 Patienten, die an einer Chlorakne erkrankt waren. Alle diese Personen arbeiteten in dem gleichen Chemieunternehmen an der Herstellung von 2,4,5-Trichlorphenol . Durch einen Zufall stellte er fest, dass in der Forschungsabteilung an einem neuen Holzschutzmittel gearbeitet wurde, das eine Substanz enthielt, die bis dahin noch unbekannt war: 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-para-dioxin, kurz TCDD genannt. Heute weiß man, dass es sich wohl um eines der stärksten durch Menschenhand hergestellten Kanzerogene handelt und dass es als Dioxin heute in der Umwelt überall verbreitet ist und somit traurige Berühmtheit erlangt hat.

Wie entstand TCDD

Abbildung 1: Bildung von 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-para-dioxin, als Nebenprodukt bei der Synthese von 2,4,5-Trichlorphenol

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Steigen die Temperaturen bei der Herstellung von Trichlorphenol aus dem Natriumsalz über 180º C, dann führt eine Nebenreaktion zum Zusammenschluss der beiden Ringe unter Bildung von TCDD.

Am 10. Juli 1976 ereignete sich in Seveso, Italien, der wohl “berühmteste” Chemieunfall, bei der Herstellung von 2,4,5-Trichlorphenol aus 1,2,4,5-Tetrachlorbenzol und Natronlauge. Diese Reaktion läuft normalerweise ohne Komplikationen bei einer Reaktionstemperatur von ca. 150º C ab.

Es war bekannt, dass sich ab 230º C in einer exothermen Nebenreaktion das gefährliche 2,3,7,8-Tetrachlordibenzodioxin (TCDD) bilden kann. Um dies zu verhindern, wurde der Reaktionskessel mit heißem Dampf nur so beheizt, dass im Inneren des Behälters maximal 180º C erreicht werden konnten. Der zu dem Unfall führende Ansatz wurde an einem Freitagnachmittag gestartet und über das arbeitsfreie Wochenende stehen gelassen. Nach dem Wiederanfahren des Ansatzes am darauffolgenden Montag brach nach einiger Zeit die Berstscheibe des Reaktionsbehälters und eine TCDD-haltige Aerosolwolke breitete sich aus. Heute vermutet man, dass ein zwischenzeitliches Abschalten des Rührwerkes im Reaktor wohl den Unfall ausgelöst hat. Der heiße Dampf erwärmte nur die obere Schicht des Reaktionsgemisches und diese erhitzte sich auf über 200º C. Dabei wurde die exotherme Nebenreaktion zur Bildung von TCDD eingeleitet und somit stiegen Temperatur und Druck weiter, bis schlussendlich die Berstscheibe platzte. Die Abschätzungen ergaben, dass zwischen 1 bis 3 kg TCDD in die Umgebung emittiert wurden.

Abbildung 2: Struktur von 2,3,7,8 TCDD

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Spätestens seit dem Unfall von Seveso befassen sich viele Arbeitsgruppen mit der Giftigkeit, dem Krankheitsbild und dem Nachweis von PCB und Dioxinen.

1.2.2 Nomenklatur und Struktur:

Unter dem Begriff “Dioxin” wird in der öffentlichen Diskussion die gesamte Stoffklasse der Dioxine: polychlorierten Dibenzodioxine (PCDD) , Dibenzofurane (PCDF) und auch einige der polychlorierten Biphenyle (PCB) verstanden.

PCB

PCB bestehen aus zwei miteinander verbundenen Phenylringen, an die bis zu zehn Chloratome binden können. Der Chlorgehalt von PCB kann 18 % bis 75 % erreichen. Je nach Zahl und Stellung der Chloratome im Biphenylmolekül ergeben sich 209 theoretisch mögliche Isomere und homologe Chlorbiphenyle, Kongenere genannt. Diese werden mit den Nummern ein bis zweihundertneun belegt, je nach ihrer Chlorierung und der Position der Chloratome in den beiden Ringen. Diese Nomenklatur wurde von K. Ballschmiter (Ballschmiter et al., 1987) eingeführt und später von der International Union of Pure and Applied Chemistry (IUPAC) übernommen.(Tab. 1.1)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3: allgemeine Struktur von Polychlorierten Biphenylen

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Tabelle 1.1. ( 2.Teil ) Nomenklatur der PCB nach Ballschmiter et al. (1992).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

In rot sind die Kongenere gegenzeichnet, die kein Chlor in der orto Position enthalten, in grün die einfach, in lila die zweifach, in blau die dreifach und in grau die vierfach substituierten. Die unterstrichenen Kongenere entsprechen den planaren PCB

Dioxine :

Eine große Anzahl an Kongeneren existieren auch bei PCDD (75) und PCDF (135). Sie bestehen aus zwei mit einem oder zwei Sauerstoffatomen verbundenen Phenylringen, an die zwischen ein bis acht Chloratome binden können. Auch für die PCDD (Tab. 1.2) und PCDF (Tab. 1.3) hat K. Ballschmiter (Ballschmiter et al., 1992) eine Nomenklatur eingeführt, die ich im weiteren anwenden werde, obwohl im allgemeinen die vollständige Schreibweise bevorzugt wird.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 4: allgemeine Struktur von PCDD

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Abbildung 5: allgemeine Struktur von PCDF

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Tabelle 1.2. Nomenklatur der PCDD nach Ballschmiter et al. (1992).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die roten und unterstrichenen Kongenere entsprechen den in den Positionen 2,3,7,8 mit Chlor substituierten.

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Tabelle 1.3 . Nomenklatur der PCDF nach Ballschmiter et al. (1992)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die roten und unterstrichenen Kongenere entsprechen den in den Positionen 2,3,7,8 mit Chlor substituierten.

Tabelle 1.3. ( 2. Teil ) Nomenklatur der PCDF nach Ballschmiter et al. (1992

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die roten und unterstrichenen Kongenere entsprechen den in den Positionen 2,3,7,8 mit Chlor substituierten.

1.2.3 Verbreitung von PCB & Dioxinen

Die Quellen für PCB und Dioxine sind außerordentlich vielfältig und unterschiedlich.

In den frühen 20er Jahren wurde mit der Produktion von PCB begonnen. Zwischen 1929 und 1989 lag die Weltproduktion, die ehemalige UdSSR ausgenommen, bei 1,5 Millionen Tonnen (UNEP, 1998). Als man in den 70er und 80er Jahren ihre Gefährlichkeit erkannt hat, wurde die Herstellung in fast allen Ländern eingestellt. Trotzdem lag die Produktion zwischen 1984 und 1989 noch bei ca. 10.000 Tonnen pro Jahr. Rund 77% der gesamten PCB Umweltbelastung in den Vereinigten Königreichen von Großbritannien ist auf Leckagen bei Kühlsystemen zurückzuführen, in welchen PCB als Isolatoren und Brandschutzmittel eingesetzt wurden (Dyke, P.H., 1997).

Im Unterschied zu PCB wurde niemals PCDD und PCDF kommerziell hergestellt, außer als Analysestandards für Laboratorien. Dioxine entstehen als unerwünschte Nebenprodukt bei der industriellen Produktion chlororganischer Verbindungen und können auch bei der Chlorbleiche von Papier, in Müllverbrennungsanlagen, beim Kraftfahrzeugverkehr bis hin zum Rauchen von Zigaretten entstehen.

Es ist anzunehmen, dass sie schon immer in geringen Mengen in der Umwelt vorhanden waren (Eingebracht durch Vulkanausbrüche, etc.) (Science, 1983). Die Haupteinträge in die Umwelt ist als Zusammenstellung in Abbildung 6 dargestellt.

Abbildung 6 : Gesamtbilanz der bekannten Dioxinemissionen für Bundesrepublik Deutschland ( Prognose für 1999/2000 ) in g TEQ / Jahr ( BUM, 1998)

Durch Inkrafttreten der neuen Grenzwerte für Abluft in Müllverbrennungsanlagen in der BRD [ Grenzwert von 0,1 Nanogramm pro Kubikmeter ( m³ ) Rauchgas (ng, ein Nanogramm = ein Milliardstel Gramm)] im Jahre 1991 wurden die Dioxinemissionen aus den betreffenden Quellen deutlich verringert, auf ca. 10% des Wertes von 1990.

PCB wurden erstmals 1966 von dem schwedischen Wissenschaftler Jenson (Jenson, S., 1966) in der Umwelt, genauer in Gewebe von Fischen und Vögeln, entdeckt. 1969 wurde zum ersten Mal hohe Konzentrationen in menschlichem Fettgewebe nachgewiesen und es wurde klar, dass wir es mit einer weltweiten (Koeman et all., 1969) Kontamination zu tun hatten, denn selbst im Eis der Arktis hatte man PCB und Dioxine gefunden (Travis et al., 1991). Durch die Verteilung in den Umweltmedien haben PCB und Dioxine auch den Eingang in die Nahrungskette gefunden. Wegen der großen chemischen und biochemischen Stabilität (Resistenz gegen biotischen und abiotischen Abbau) und auf Grund der guten Fettlöslichkeit kommt es zur Anreicherung in der Nahrungskette, so dass Glieder am Ende der Nahrungskette, wie Raubtiere, Raubfische oder der Mensch um ein Vielfaches höher belastet sind als Pflanzen oder Wasser.

Abbildung 7 zeigen die Anreicherung am Beispiel der Marinen Nahrungskette, während in Abbildung 8 der Gesamteintrag dargestellt wird.

Abbildung 7: Anreicherung von PCB in der Marinen Nahrungskette (Böhlmann 1991)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 8 : Dioxineintrag in die Umwelt nach EU Komision, 1999

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1.2.4 Toxische Wirkung:

PCB:

Die akute Toxizität von PCB ist gering (McFarland et al., 1989), jedoch führt die Persistenz dieser Verbindung zur Kumulation im Organismus, womit schließlich klinisch manifeste Vergiftungssymptome auftreten können. Das bekannteste Symptom einer PCB-Vergiftung ist die Chlorakne. Von den 209 Kongeneren des PCB, können einige als “dioxinähnlich” angesehen werden (Tab. 1.7). Die Toxizität dieser PCB wird als nahezu gleich der des 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin, TCDD, angesehen (Mckinny et al., 1976 ; Hansen et al. 1987). Der molekulare Mechanismus der Wirkung von PCB beruht auf der Interaktion mit zytoplasmatischen Rezeptoren, namentlich dem Ah-Rezeptor ( Abb.: 9).

Abbildung 9 : Wirkweise von Schadstoffen am Ah-Rezeptor

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Dioxine:

Der gefährlichste Vertreter dieser Substanzklasse ist 2,3,7,8-Terachlordibenzo-p-dioxin, TCDD, dieser zeichnet sich durch eine besonders hohe Toxizität aus. Die Wirkung der Dioxine auf Mensch und Tier ist sehr vielfältig und geht, wie oben erwähnt, auf die Interaktion mit zytoplasmatischen Rezeptoren – besonders dem Ah-Rezeptor – zurück (S. Safe, 1990). Zu den Reaktionen, die im Körper ausgelöst werden, gehören zum Beispiel die Induktion von Cytochrom-P450-Enzymen, die Tumorpromotion, immunsuppressive Wirkungen und höchstwahrscheinlich eine endokrine Aktivität (F.R.Althaus et al. 1999).

Beim Menschen äußert sich die akute Dioxinvergiftung hauptsächlich mit Chlorakne und Erbrechen, während längerfristig ein erhöhtes Krebsrisiko durch tumorinduzierende Wirkung der Dioxine besteht.

Was die Fauna angeht, ist zu erwähnen, dass Dioxine zusammen mit anderen Organochlorverbindungen für die sinkende Reproduktionsleistung einiger Wildtierpopulationen verantwortlich gemacht werden, da sie antiöstrogene und immunsuppressive Effekte auslösen ( D. Buckley, 1999).

Abbildung 10: Wirkweise der Tumorpromotion von PCB und Dioxin

( D. Buckley, 1999).

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1.2.5 Toxizitätspotentiale der Dioxine:

Die einzelnen PCDD und PCDF unterscheiden sich nicht nur in ihren chemischen und physikalischen Eigenschaften, sondern auch hinsichtlich ihrer Toxizität. Um Gemische mit unterschiedlichen Konzentrationen einzelner Dioxine vergleichen zu können, hat man das sogenannte internationale Toxizitätsäquivalenzsystem entwickelt (S.Safe et al. 1990, F.W.Kurz et al. 1990). Dieses System liefert sog. Toxizitätsäquivalenzfaktoren (TEF oder TE-Faktor) zu den bisher untersuchten Stoffen. Diese sind auf die Toxizität des giftigsten Vertreters dieser Substanzklasse, des 2,3,7,8 TCDD, normiert. Hierbei wird folgendermaßen vorgegangen:

Zuerst müssen die genauen Zahlenwerte der TE-Faktoren einzelner Verbindungen experimentell ermittelt werden. Hierfür werden Tierversuche und Messungen an Zellkulturen oder am isolierten Dioxin-Rezeptor herangezogen (D.Lenoir et al. 1993). Der Referenzsubstanz, dem Seveso-Dioxin 2,3,7,8-TCDD, wird der Äquivalenzfaktor von 1 zugeordnet. Die Toxizität von Gemischen kann nun abgeschätzt werden, indem man die Konzentration der einzelnen Verbindung mit ihrem zugehörigen TE-Faktor multipliziert und anschließend über alle Produkte summiert wird.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

TEQProbe = Toxizitätsäquivalent der Probe. i = Anzahl der Substanzen

Bis heute liegen für 17 PCDD/F Toxizitätsfaktoren vor (Tab 1.6). Es hat sich gezeigt, dass Verbindungen, die an den Positionen 2, 3, 7 oder 8 Halogenatome tragen, eine besondere Toxizität aufweisen(D.Lenoir et al. 1996). Da polychlorierten Biphenyle eine fast identische Wirkung am Ah-Rezeptor nachgewiesen wurde, wurden auch für diese Substanzen TEF (Tab. 1.7) ermittelt. Der Anteil dieser „dioxinähnlichen“ Belastung des Menschen ist nicht zu vernachlässigen

Tabelle 1.6 : Systeme unterschiedlicher Toxizitätsäquivalenzfaktoren, d.h. Wirkungsfaktoren, bezogen auf 2,3,7,8- Tetrachlordibenzo-p-dioxin

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1.2.6 Belastung des Menschen:

Grundsätzlich können Dioxine vom Menschen durch die Nahrung (oral), über die Lunge (pulmonal) oder über die Haut (perkutan) aufgenommen werden. Bei der Belastung des Menschen durch Dioxine spielt die Aufnahme mit der Nahrung mit ca. 95 % der Gesamtaufnahme die Hauptrolle (P.Cicryt , 1991). Nahezu zwei Drittel dieser Aufnahme erfolgt in Deutschland über den Verzehr von Fleisch und Milchprodukten (BAFF). Die restlichen 5 % entfallen im wesentlichen auf die pulmonale Aufnahme. (K. H. Ballschmiter , 1991).

Die tägliche Aufnahme an PCDD/PCDF durch die Nahrung beträgt für die Allgemeinbevölkerung in Industrieländern etwa 2-6 pg (pg, ein Pikogramm = ein Billionstel Gramm) TEQ/Kilogramm (kg) Körpergewicht und beläuft sich damit für einen Erwachsenen (70 kg) auf 140-420 pg TEQ pro Tag. Die Halbwertzeit von TCDD im Menschen wird auf 5 bis 10 Jahre geschätzt (W. Forth et al. 1991).

1.2.7 Dioxin in Lebensmitteln:

Da wie erwähnt etwa 95 % des Dioxins vom Menschen über die Nahrung aufgenommen wird, ist sie für uns als letztes Glied in der Nahrungskette auch besonders wichtig. In Tabelle 1.8 werden die Dioxingehalte einiger Lebensmittel aufgeführt. Wichtig zu erwähnen ist, dass sich im Normalfall nur die toxischsten Kongenere in Fett und somit in der Nahrungsmittelkette anreichern.

Tabelle 1.8 Dioxingehalte in einigen Lebensmitteln (Buckley-Golder, D. 1999)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1 Die Werte sind in pg I-TEQ/g Gesamtfett angegeben

2 Die Werte sind in pg I-TEQ/g Frischeinwaage angegeben

Jedoch wird oder wurde die Belastung von Fleisch und Fleischprodukten in der Bundesrepublik bisher überschätzt. Es ergab sich, dass die Dioxingehalte des Fleisches und der Fleischerzeugnisse viel niedriger sind als bisher angenommen , da der Fleischanteil an der Nahrungsmenge des deutschen Bundesbürgers nicht, wie bisher angenommen, 30% sondern nur 13% beträgt, und somit der vorgegebene Zielwert des Bundesamt für gesundheitlichen Verbraucherschutz und Veterinärmedizin ( BgVV ) von 1 pg I-TEQ/kg nur zu 45% ausgeschöpft wird ( H.Hecht et al. 2000 ).

Desweiteren sollten nach der Bundesanstalt für Fleischforschung (BAFF) für Deutschland folgende Abstufungen bezüglich der internationalen Toxizitätsäquivalente gelten, da es sich bei der Statistische Verteilung nicht um eine Normalverteilung, sondern um eine Student-t handelt :

Tabelle 1.9 Abstufungen der TEQ für deutsch Fleisch- und Wurstwaren

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1.2.8 PCB- und Dioxin-Analytik in Lebensmitteln:

Aufgrund der hohen Toxizität und der geringen Konzentrationen der Dioxine stellt der chemisch-analytische Nachweis dieser Verbindungen hohe Anforderungen an das Untersuchungslabor. Bis heute gibt es keine offizielle Methode zur Bestimmung von PCDD und PCDF, weshalb jedes Labor seine streng geheime Methode verwendet. Unter dem Einsatz von modernster Analysentechnik und speziell entwickelten Methoden, die aufwendige Extraktions- und Aufarbeitungsverfahren beinhalten, werden die Einzelverbindungen in einem Kapillargaschromatographen getrennt und in einem hochauflösenden Sektorfeld-Massenspektrometer (HRGC/HRMS) detektiert.

Das Probenmaterial wird zunächst homogenisiert und eine genügend große Menge , um auch geringste Verunreinigungen nachweisen zu können, eingewogen. Diese wird mit einer definierten Menge an 13C-isotopenmarkierten PCDD/F-Molekülen versetzt, meist chemisch aufgeschlossen und mitsamt dem Fett durch organische Lösungsmittel daraus extrahiert. In mehreren säulenchromatographischen Schritten werden das Fett und andere störende Begleitsubstanzen von den PCDD/F abgetrennt bis letztendlich ein hochreiner Extrakt übrigbleibt. Dieser wird auf ein Volumen von einigen Mikrolitern eingeengt. Ein Mikroliter dieses Extraktes wird dann im Gaschromatographen verdampft und über die Säule aufgetrennt. Danach gelangen die einzelnen PCDD/F Moleküle in die Ionenquelle des hochfrequenten Massenspektrometers (HRGC/HRMS) und werden dort selektiv nachgewiesen.

Die Gesamtfettbestimmung kann getrennt oder gekoppelt an den Extraktionsschritt der Dioxine erfolgen.

Die Bestimmung von PCB ist sehr viel einfacher. Die PCB werden extrahiert und in einem HRGC/ECD nachgewiesen. In unserem Fall werden die PCB im gleichen Verfahren wie die Dioxine extrahiert und nur der letzte Schritt der Aufreinigung unterscheidet sich, da sie getrennt in einem HRGC/ECD bestimmt werden

1.2.9 Richtlinien:

In der Chemikalien-Verbotsverordnung werden alle 17 chlorierten 2,3,7,8­substituierten Dioxine und zusätzlich 8 bromierte 2,3,7,8­substituierte Dioxine berücksichtigt. Die Verordnung gibt Maximalgehalte verschiedener PCDD/Fs an, die für das Inverkehrbringen von Stoffen, Zubereitungen und Erzeugnisse gelten. Die Summenwerte der aufgelisteten Kongenere dürfen die in der Tabelle 1.10 angegebenen Gehalte nicht überschreiten.

Tab.: 1.10 Dioxin-Höchstmengen nach der Chemikalien-Verbotsverordnung (ChemVerbotsVO, 1994)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Aufgrund des belgischen Dioxinskandals hat das Bundesministerium für Gesundheit

(BMG) eine neue Verordnung zum Schutz der Verbraucher vor der Gefährdung durch Dioxine in bestimmten Lebensmitteln erlassen.

In der Änderung der Verordnung vom 20. Juli 1999 werden die Werte für Eier, Geflügelfleisch, Rindfleisch und Schweinefleisch festgelegt (Tabelle 1.11)

Tab. 1.11 : Lebensmittel Eingriffswerte

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Bei der Festsetzung der Richtwerte sind die Meinungen in den letzten Jahren sehr weit auseinander gegangen, aber letztlich haben sich alle der WHO angeschlossen.

Das Ministerium für Gesundheit ( BMG ) sieht die Grenze bei 1 pg TEQ/kg , die niederländischen Behörden bei 4 pg TEQ/kg Körpergewicht; Die Weltgesundheitsorganisation (WHO) hatte bis 1998 den ADI-Wert auf 10 TEQ/kg Körpergewicht und Tag (ohne PCB) festgelegt, dies ist der Wert, den auch Kanada und Großbritannien für richtig halten. Seit 1998 liegt er bei 1-4 pg TEQ/kg Körpergewicht und Tag für Dioxine, Furane und dioxinähnliche PCB.

Weitere Gesetzesvorschriften und Regelwerke sind in:

- Klärschlammverordnung (AbfKlärV)
- TA-Luft
- 17.BimschV
- Berliner Liste 1996 (Bodenbelastungen) zu finden.

1.3 Lipide:

1.3.1 Definitionen:

Es gibt viele Versuche, Lipide genau zu definieren:

- Die anfänglichen Definitionen basierten grundsätzlich nur auf ihrer Löslichkeit. Entsprechend dieser Definition gehören zu den Lipiden sowohl einfache als auch aus mehreren Bausteinen bestehende Substanzen, die bis auf eine sehr ausgeprägte Hydrophobität und das daraus resultierende Lösungsverhalten, keine strukturellen Gemeinsamkeiten erkennen lassen. Die Lipide sind, und das ist ihr analytisches Merkmal, nur in organischen Lösungsmitteln nicht aber in Wasser löslich. Später wurde weniger Wert auf die Löslichkeit gelegt.

- Die heutigen Definitionen basieren auf der Tatsache, dass Lipide reale oder potentielle Derivate der Fettsäuren sind. Diese Definition schließt Cholesterin und andere Steroide aus, aber nicht ihre Ester. Die in Tab. 1.12 angegebenen zwei Wege zur Klassifizierung der Lipide haben sich allgemein durchgesetzt und werden von mir im Weiteren verwendet.

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