Einführung & Zielsetzung
Abbildung 1: Wels (Silurus glanis), gefangen im Jahr 2024 im Altrheinarm des Oberrheins
Der Europäische Wels, Silurus glanis (siehe Abbildung 1), der auch als Wels oder Sheatfish bezeichnet wird, gehört zu den größten Süßwasserfischen der Welt, mit einer maximalen Gesamtlänge von 5 m und einer Körpermasse von 306 kg, wobei regelmäßig Exemplare von über 50 kg gefangen werden (Slavík et al. 2007).
Der Wels wird dort, wo er vorkommt, regelmäßig verzehrt und ist als Spitzenprädator in europäischen Gewässern besonders anfällig für die Biomagnifikation von Schadstoffen. Daher wurden in verschiedenen Lebensmittelverordnungen Obergrenzen für die Kontamination von Speisefischen mit organischen und anorganischen Schadstoffen festgelegt.
Allerdings wird verkaufter Fisch selten auf seine tatsächliche Kontamination getestet, und obwohl Fischfleisch gemäß Lebensmittelrecht als sicher gilt, bleibt für Verbraucher unklar, wie viel Fischfleisch unbedenklich verzehrt werden kann. Das Ziel dieser Übersicht war es, einen Überblick über Biomonitoring-Studien und Schadstoffkonzentrationen zu erhalten, die seit den 2000er Jahren im Muskelgewebe von Welsen (Silurus glanis) in europäischen Gewässern nachgewiesen wurden, und daraus Ernährungsempfehlungen abzuleiten, die potenzielle gesundheitliche Auswirkungen von organischen und anorganischen Schadstoffen in verzehrtem Fischmuskelgewebe auf einem akzeptablen Niveau halten würden.
Anorganische Verunreinigungen
Unter den anorganischen Schadstoffen konzentriert sich dieser Bericht auf Quecksilber (Hg), da es eines der giftigsten Schwermetalle in unserer Umwelt ist und Fische die Hauptquelle für die Quecksilberexposition des Menschen darstellen. Natürliche, anthropogene und reemittierte Quellen sind die drei Hauptursachen für Hg-Emissionen, wobei die wichtigsten anthropogenen Quellen der Hg-Verschmutzung in der Umwelt städtische Einleitungen, landwirtschaftliche Materialien, Bergbau, Verbrennungen und industrielle Einleitungen sind. Die Kontaminationskette von Hg folgt einer engen zyklischen Abfolge, nämlich Industrie, Atmosphäre, Boden, Wasser, Phytoplankton, Zooplankton, Fische und Menschen (Kádár et al. 2005).
Die allgemeine Bevölkerung ist Quecksilber in erster Linie durch den Verzehr von Fisch ausgesetzt, der Methylquecksilber im Gewebe enthalten kann. Methyl-Quecksilber (CH3Hg) ist die giftigste Form von Quecksilber und beeinträchtigt das Immunsystem, verändert das Gen- und Enzymsystem und schädigt das Nervensystem. Quecksilber kommt in bestimmten Fischen vor und ist wegen seiner potenziellen Gesundheitsgefährdung für Menschen, die quecksilberhaltige Fische verzehren, von großem Interesse, und seine Toxizität nimmt durch die Anreicherung des Metalls in Wasserorganismen zu. Die Bioakkumulation von Quecksilber in Fischen hängt von der trophischen Ebene, dem Alter und der Länge des Fisches ab (Kádár et al. 2005).
Umweltverhalten von Quecksilber und seinen Verbindungen
Quecksilber kommt in der Umwelt natürlich in geringen Konzentrationen vor. Der Anstieg der Quecksilberkonzentrationen in der Umwelt seit der industriellen Revolution steht jedoch hauptsächlich im Zusammenhang mit anthropogenen Aktivitäten wie Bergbau, industrieller Fertigung, Landwirtschaft und atmosphärischen Ablagerungen durch die Verbrennung fossiler Brennstoffe, insbesondere Kohle (z. B. (Straßen et al. 2017)). Die meisten anthropogenen Emissionen bestehen aus elementarem Quecksilber, das über weite Strecken in der Umwelt transportiert werden kann und sich auch in dünn besiedelten Regionen ablagert. Neben elementarem Quecksilber kommen in der Natur auch Quecksilbersalze und organische Quecksilberverbindungen vor. Die anorganischen Formen des Quecksilbers überwiegen in der Umwelt um mehrere Größenordnungen gegenüber den organischen Formen. Die biologischen Auswirkungen von Quecksilber werden jedoch hauptsächlich mit seinen organischen Formen in Verbindung gebracht, insbesondere mit Methylquecksilber, das als die giftigste der Quecksilberverbindungen bekannt ist. Es entsteht in der Regel, wenn anorganisches Quecksilber, das in der Atmosphäre zirkuliert, in aquatischen Systemen aufgelöst wird. Über 95 % des Quecksilbers in den Muskeln ausgewachsener Raubfische sind Methylquecksilber (Blüte 1992; Lescord et al. 2018).
Die meisten der Quecksilber das in die Atmosphäre freigesetzt wird, setzt sich schließlich in den Sedimenten aquatischer Ökosysteme ab, wo es von Mikroorganismen in Methylquecksilber umgewandelt wird. In dieser Form wird es vom Phytoplankton aufgenommen und von Zooplankton und Fischen verzehrt, was zu einer höheren Konzentration im Nahrungsnetz führt, insbesondere bei langlebigen räuberischen Arten an der Spitze der Nahrungskette wie dem Hecht. Diese Prozesse, die als Bioakkumulation und Biomagnifikation bezeichnet werden, sind die Ursache für die relativ hohen Quecksilberkonzentrationen in Fischen, und frühere Studien haben regelmäßig über Methylquecksilberkonzentrationen in Fischen berichtet, die die empfohlenen Grenzwerte für den menschlichen Verzehr überschreiten (z. B. (Lavoie et al. 2013; Lindestrom 2001)). Als Folge der Bioakkumulation und Biomagnifikation nimmt der Quecksilbergehalt in Fischen mit Alter, Gewicht und Länge zu (Zrnčić et al. 2013). Zu den Faktoren, die die Aufnahme von Quecksilberverbindungen aus dem Wasser beeinflussen, gehören der pH-Wert des Wassers und der Gehalt an gelöstem organischem Kohlenstoff (Eisler 2000). Seit den 1980er Jahren wurde trotz Schwankungen ein allgemeiner Abwärtstrend der Quecksilberkonzentrationen in Fischen beobachtet (Braaten et al. 2014; Lodenius 2015). Dies ist auf die Beschränkung der Verwendung von Hg in industriellen Prozessen und auf den Rückgang der Quecksilberemissionen aus europäischen Quellen seit den frühen 1990er Jahren zurückzuführen (Lindestrom 2001). In einer Studie, die in Zielgewässern durchgeführt wurde, ist beispielsweise die durchschnittliche Quecksilberkonzentration eines 1 kg schweren Hechts von 1,5 µg/g in den Jahren 1971-74 auf 0,8 µg/g im Jahr 1990 gesunken (Lindestrom 2001).
Bei Quecksilberkonzentrationen im Wasser von nur 0,015 µg/L wurde in einer Studie an der Elritze (siehe unten) eine Anreicherung im Fischfleisch von bis zu 1,47 µg/g festgestellt.Snarski und Olson 1982). Das bedeutet, dass die Quecksilberkonzentration in Fischen fast 100.000-mal höher sein kann als im umgebenden Wasser. Jüngste Forschungsergebnisse deuten außerdem darauf hin, dass künftige Veränderungen des Klimas und der Landnutzung die Quecksilberkonzentration in Fischen noch weiter erhöhen können. Untersuchungen in Seen in Finnisch-Lappland ergaben, dass die Quecksilberkonzentration in Algen umso höher ist, je wärmer und trüber ein See ist, und dass sich dies auch in Fischarten widerspiegelt. Die Quecksilberkonzentration in Barschen und Hechten, die in wärmeren und eutrophierten Seen lebten, war im Vergleich zu denen in unberührten Seen deutlich erhöht (Ahonen et al. 2018; Kozak et al. 2021).
Umweltauswirkungen und Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit
Aufgrund seiner Persistenz in der Umwelt sowie seiner Mobilität und Toxizität stellt Methylquecksilber eine Gefahr für den Menschen und andere Arten dar. Die Exposition gegenüber umweltrelevanten Konzentrationen von Methylquecksilber beeinträchtigt das Wachstum, die Entwicklung und die Fortpflanzung verschiedener Wirbeltiere wie Vögel, Säugetiere, Reptilien und Fische (Magnuson und Sandheinrich 2023). Auf zellulärer Ebene verursacht Methylquecksilber oxidativen Stress durch die Bildung reaktiver Sauerstoffspezies, die wiederum zu Lipidperoxidation und Zelltod führen (Berntssen, Aatland, und Handy 2003; Drevnick et al. 2008; Larose et al. 2008).
Beim Menschen wurden die empfindlichsten Wirkungen von Methylquecksilber (bei niedrigsten Konzentrationen) im zentralen und peripheren Nervensystem beobachtet, und die Symptome einer akuten Quecksilbervergiftung hängen mit Störungen im zentralen Nervensystem zusammen. Die neurotoxischen Wirkungen von Methylquecksilber sind durch weltweite Vergiftungsfälle und Studien über die Exposition in niedrigen Konzentrationen gut bekannt. Methylquecksilber ist ein starkes Toxin, das Enzyme, die Funktion der Zellmembranen und das Trägermaterial der Neuronen beeinflusst, oxidativen Stress, Lipidperoxidation und eine Funktionsstörung der Mitochondrien verursacht und die Synapsenübertragung, die Mikrotubulenzusammensetzung, den Aminosäuretransport und die Zellmigration in wachsenden Gehirnen stört (Sager und Matheson 1988). Darüber hinaus wurde berichtet, dass es motorische Störungen wie Ataxie und Zittern und Dysästhesien wie Sehstörungen verursacht (ATSDR 2024).
Methylquecksilber stellt darüber hinaus eine besondere Gefahr für die Entwicklung des Kindes im Uterus und im frühen Leben dar, und seine Reproduktionstoxizität wurde in mehreren Studien bestätigt. In verschiedenen Tierstudien wurde über strukturelle Veränderungen der Chromosomen berichtet, die mit der Methylquecksilberexposition korreliert waren (Hong, Kim, und Lee 2012). Darüber hinaus wurden bei Versuchstieren, die über einen kurzen Zeitraum hohen Konzentrationen von Methylquecksilber ausgesetzt waren, folgende schädliche Wirkungen beobachtet: verringerte Anzahl von Spermien, Hodenatrophie, verringerte Größe der Säuglinge bei einer Geburt, verringerte Überlebensrate der Föten und Missbildungen der Föten. Am siebten, neunten und zwölften Tag der Schwangerschaft reagierten die heranwachsenden Mäuseföten am empfindlichsten auf die Toxizität von Methylquecksilber (Spyker und Spyker 1977). Darüber hinaus kann Methylquecksilber schädliche Auswirkungen auf das Verdauungs- und Immunsystem, die Lunge und die Nieren haben und unter Umständen tödlich sein (WHO 2021).
Regulatorisches Umfeld und festgelegte Sicherheitsgrenzen
Aufgrund seiner Ökotoxizität und seines Risikos für die menschliche Gesundheit wurden in verschiedenen Empfehlungen und Verordnungen Obergrenzen für die Quecksilberkonzentration im Wasser und den Quecksilbergehalt von Speisefischen festgelegt. Darüber hinaus ist im August 2017 das Minamata-Übereinkommen über Quecksilber in Kraft getreten (Wang et al. 2019). Es verpflichtet die unterzeichnenden Länder, Quecksilberemissionen und die Freisetzung von Quecksilber in die Luft, in Gewässer und in den Boden zu kontrollieren. Es behandelt mehrere Aspekte, die notwendig sind, um die Verwendung von Quecksilber weltweit zu verringern und die menschliche Gesundheit und die Umwelt vor den schädlichen Auswirkungen von Quecksilber zu schützen. Für die ernährungsbedingte Exposition gegenüber Methylquecksilber hat der Gemeinsame FAO/WHO-Sachverständigenausschuss für Lebensmittelzusatzstoffe (JECFA) eine zulässige Aufnahme von 1,6 µg/kg Körpergewicht pro Woche festgelegt, um den sich entwickelnden Fötus vor neurotoxischen Wirkungen zu schützen (WHO 2004). Der JECFA stellte ferner fest, dass andere Lebensstadien als der Embryo und der Fötus möglicherweise weniger empfindlich gegenüber den schädlichen Auswirkungen von Methylquecksilber sind (WHO 2007). Für Erwachsene würde eine wöchentliche Aufnahme von bis zu etwa dem Doppelten der zulässigen Menge (3,2 µg/kg Körpergewicht) kein Risiko der Neurotoxizität darstellen. Extrapoliert man dies auf einen durchschnittlichen Erwachsenen mit einem Körpergewicht von 50 kg, so ergibt sich eine sichere wöchentliche Aufnahme von Fischfleisch, wenn es nicht mehr als 160 µg Methylquecksilber enthält. Health Canada hingegen legte einen Höchstwert für die tägliche Quecksilberexposition aus allen Quellen fest, der 1998 für Frauen im gebärfähigen Alter und für Kinder unter 10 Jahren um 57% von 0,47 µg/kg/Tag auf 0,2 µg/kg/Tag gesenkt wurde (Jones 1999). Extrapoliert man dies auf einen wöchentlichen Wert, so ergibt sich eine tolerierbare Aufnahme von 1,4 µg/kg Körpergewicht, was für einen durchschnittlichen Erwachsenen mit einem Körpergewicht von 50 kg eine Höchstmenge von 70 µg Methylquecksilber innerhalb einer Woche ergibt, die ohne negative Auswirkungen auf die Gesundheit aufgenommen werden kann. Die europäische Richtlinie über Höchstgehalte für bestimmte Kontaminanten in Lebensmitteln (2023/915 2023) und die Richtlinie über Biota und Oberflächengewässer (2008/105/EG 2008) verfolgten einen anderen Ansatz zum Schutz der Verbraucher und der Umwelt und legten einen zulässigen Wert für Quecksilber im Muskelfleisch von Fischen je nach Fischart von 500 bzw. 1000 µg/kg fest, während die Richtlinie 2008/105/EG Umweltqualitätsnormen (UQN) von 0,05 µg/L für Oberflächengewässer und von 20 µg/kg für Biota im Allgemeinen festlegte. Speziell für Welse gilt der zulässige Grenzwert von 500 µg/kg für Muskelfleisch. Trotz dieses Grenzwerts wird der verkaufte Fisch jedoch nur selten auf seine tatsächliche Quecksilberkontamination untersucht. Und obwohl Fischfleisch nach dem Lebensmittelrecht als unbedenklich gilt, ist den Verbrauchern nicht klar, welche Menge Fischfleisch gefahrlos verzehrt werden kann.
Ergebnisse der Biomonitoring-Studien
In Tabelle 1 Biomonitoring Studien zur Bewertung Quecksilber Konzentrationen in Muskelfleisch von Welsen zusammengefasst und auf der Grundlage der abgeleiteten akzeptablen Grenzwerte und tolerierbaren Aufnahmemengen wurden Sicherheitsmargen und maximale sichere Aufnahmemengen für Fischmuskelfleisch berechnet.
Die Studien sind chronologisch geordnet, beginnend mit der frühesten Studie, die zwischen 2007 und 2009 im Einzugsgebiet des Po in Norditalien durchgeführt wurde, und endend mit der letzten, in der 2024 zehn Welse aus dem Buško Blato-Stausee in Bosnien-Herzegowina untersucht wurden. Bei Studien, die das Muskelfleisch von Fischen untersuchen, wird der Quecksilbergehalt in der Regel auf einer anderen Grundlage angegeben. Der Quecksilbergehalt kann entweder als µg/kg Nassgewicht (ww) oder als µg/kg Trockengewicht (dw) angegeben werden. Da Fisch, der für Lebensmittel verwendet wird, in der Regel auf Basis des Nassgewichts zubereitet wird und auch der zulässige Grenzwert für Quecksilber in Fischmuskelfleisch gemäß dem EU-Lebensmittelrecht auf Basis des Nassgewichts angegeben wird (EU 2023/915 2023), werden die höchsten gemeldeten Trockengewichtswerte unter Anwendung eines Korrekturfaktors (CF) auf das Nassgewicht extrapoliert. Da Wasser die am häufigsten vorkommende Verbindung im Muskel ist und je nach Muskel, Schlachtalter und Tierart zwischen 70 und 80% liegt (van Ruth et al. 2014; Toldrá 2003), wurde die untere Grenze dieses Bereichs verwendet, um einen Korrekturfaktor von 0,3 (=(1-0,7)) für die Extrapolation abzuleiten.
Eine von Squadrone et al. durchgeführte Studie untersuchte den Hg-, Cd-, Cr-, As- und Pb-Gehalt in Welsen aus dem Po in Italien (Squadrone, Prearo, et al. 2013) und stellten fest, dass der Quecksilber (Hg)-Gehalt den in den europäischen Vorschriften für Fischmuskelgewebe festgelegten Höchstwert überschreitet (2023/915 2023), während Cd und Pb die gesetzlichen Grenzwerte einhalten. Hg überschritt den zulässigen Wert (AL) von 500 µg/kg in 18% der Proben. Im Rahmen der Studie wurden insgesamt 119 Welse untersucht, und die festgestellten Quecksilberkonzentrationen reichten von 150 bis 1430 µg/kg Körpergewicht, wobei die berechnete mittlere Konzentration 340 µg/kg Körpergewicht betrug.
In seinem Bericht über die Belastung von Fischen mit Schadstoffen im Einzugsgebiet des Rheins meldet das IKRS für einen im Lampertheimer Rheinarm gefangenen Wels eine Überschreitung des in der europäischen Verordnung festgelegten Höchstwertes von 500 µg/kg Körpergewicht (2023/915 2023) für Fischmuskel nach Abzug der Messunsicherheit (+/-5%). Die für den Wels gemeldete spezifische Quecksilbermenge betrug 577 µg/kg Frischgewicht (IKSR 2010).
In einer anderen Studie von Squadrone et al. wurden die Konzentrationen von Quecksilber (Hg) und Selen (Se) im Muskel von Europäischen Welsen (Silurus glanis) aus norditalienischen Flüssen bestimmt (Squadrone et al. 2015). Diese Kombination von Elementen wurde bewertet, da Selen für seine schützende Wirkung auf die Quecksilbertoxizität bekannt ist. Die Autoren der Studie stellten fest, dass der Hg-Gehalt stark mit der Länge, dem Geschlecht und dem Standort zusammenhing, während der Se-Gehalt nicht von der Fischgröße oder dem Standort abhing. In 37% der untersuchten Proben überstieg der Hg-Gehalt den in den europäischen Vorschriften festgelegten Höchstwert von 500 µg/kg Körpergewicht (2023/915 2023) für Fischmuskel. In der Studie wurden insgesamt 46 Welse mit nachgewiesenen Hg-Konzentrationen zwischen 110 und 1430 µg/kg Körpergewicht und einem Mittelwert von 490 ± 260 µg/kg Körpergewicht untersucht. Wie in anderen Studien (Carrasco et al. 2011; Squadrone, Prearo, et al. 2013), ist es interessant festzustellen, dass weibliche Exemplare höhere Hg-Konzentrationen aufwiesen als männliche, während bei den Selenwerten keine Unterschiede zwischen Männchen und Weibchen festgestellt wurden. Die mittleren Hg-Werte bei den Weibchen betrugen 580 µg/kg gegenüber 380 µg/kg bei den Männchen; die Selenwerte lagen bei 350 µg/kg bei den Weibchen und 360 µg/kg bei den Männchen. Das molare Verhältnis von Se/Hg war nur bei signifikant hohen Hg-Werten (>0,5 mg/kg) <1, und die Autoren betrachteten daher das mittlere molare Verhältnis nicht als Sicherheitskriterium für Spitzen-Raubfische. In einer ähnlichen Studie aus dem Jahr 2012 wurde der Gehalt an Selen und Quecksilber im Muskelgewebe von europäischen Welsen aus Flüssen und Seen der Ostslowakei überwacht und untersucht (Strapáč et al. 2012) und es wurde ein relativ niedriger Selen- und Quecksilbergehalt (97 µg/kg bzw. 68 µg/kg) sowie eine umgekehrte Beziehung zwischen dem Se/Hg-Verhältnis und der gesamten Hg-Konzentration festgestellt. Die Autoren kamen zu dem Schluss, dass die untersuchten Welse in dem von ihnen untersuchten natürlichen aquatischen Umfeld möglicherweise durch Selen vor der Hg-Toxizität geschützt waren.
Eine im Buško-Blato-Stausee in Bosnien-Herzegowina durchgeführte Studie, in der die Bioakkumulation von Pb, Hg, Cd und As in den Geweben von Karpfen (Cyprinus carpio) und Welsen (Silurus glanis) untersucht wurde, ergab, dass die Schwermetallkonzentration bei Welsen in den meisten Fällen höher war als bei Karpfen (Has-Schön et al. 2015). Im Muskelfleisch von Welsen wurden mittlere Konzentrationen von Hg, Pb, Cd und As von 0,78, 1,40, 0,46 bzw. 0,41 mg/kg Frischgewicht nachgewiesen. Insgesamt wurden zehn Exemplare von Welsen untersucht, und die mittlere Quecksilberkonzentration betrug 777 ± 62 µg/kg Körpergewicht. Darüber hinaus wurde festgestellt, dass die Schwermetallakkumulation im Gewebe der Welse positiv mit dem Alter und der Körpermasse korreliert. Diese positive Korrelation erwies sich außerdem als geschlechtsabhängig und war bei Männchen stärker ausgeprägt.
Tabelle 1: Studien nach 2000 zur Untersuchung der Quecksilberkonzentration in Muskelfleisch von Welsen
Details zur Studie (ww = Nassgewicht; dw = Trockengewicht) | Studienergebnisse für Welsmuskelfleisch | Gemeldete geschätzte Konzentration (EC) [µg/kg] | Akzeptabler Grenzwert (AL) / Tolerierbare Exposition (TE) | Sicherheitsmarge für Fischfleisch* (AL/EG) | Maximale sichere Aufnahme von Fischfleisch** (TE/EC) [g/Woche] |
Wasserkörper: Fluss Po, Italien Jahr/Sonstiges: 2007 bis 2009; 119 Exemplare von Welsen mit einer Größe von 60 bis 120 cm (Alter von weniger als 1 bis 12 Jahren) und einem Gewicht von 1,5 bis 10,5 kg; Referenz: (Squadrone, Prearo, et al. 2013) | 21 von 119 Muskelproben (18%) wiesen einen Quecksilbergehalt auf, der den Höchstwert von 500 µg/kg Körpergewicht überschritt, wobei die Spanne von 150 bis 1430 µg/kg Körpergewicht reichte und der Mittelwert bei 340 µg/kg Körpergewicht lag. | 340
= Mittelwert | 500 µg/kg / 160 µg (wöchentlich) | 1.47 | 470 g/Woche |
Wasserkörper: Lampertheimer Arm des Rheins Jahr/Sonstiges: 2009-2010; mehrere Exemplare von Welsen Referenz: (IKSR 2010) | bei einem Wels, der im Lampertheimer Rheinarm gefangen wurde, den Höchstwert von 500 µg/kg Körpergewicht nach Abzug der Messunsicherheit (0,577 mg/kg Körpergewicht) | 577
= festgestellte Menge nach Abzug der Messunsicherheit | 500 µg/kg / 160 µg (wöchentlich) | 0.86 | 277 g/Woche |
Wasserkörper: Po-Flussgebiet (Norditalien); vier Standorte Jahr/Sonstiges: | 17 von 46 Muskelproben (37%) wiesen einen Quecksilbergehalt auf, der den Höchstwert von 500 µg/kg Körpergewicht überstieg, wobei die Werte zwischen 110 und 1430 µg/kg Körpergewicht lagen, mit einem Mittelwert von 490 ± 260 µg/kg Körpergewicht. | 490
= Mittelwert | 500 µg/kg / 160 µg (wöchentlich) | 1.02 | 326 g/Woche |
Wasserkörper: Stausee Buško Blato; Bosnien-Herzegowina Jahr/Sonstiges: 2014; 10 Exemplare mit einem Durchschnittsalter und -gewicht der in die Studie aufgenommenen Welse: 9,9 ± 1,66 Jahre und 19,5 ± 4,49 kg; Referenz: (Has-Schön et al. 2015) | Die mittlere Konzentration betrug 777 ± 62 µg/kg Körpergewicht. | 777
= Mittelwert | 500 µg/kg / 160 µg (wöchentlich) | 0.64 | 205 g/Woche |
*Die Sicherheitsmarge (MOS) wurde für Hechtmuskelfleisch berechnet, wobei der in der EU-Richtlinie 2023/915 festgelegte Grenzwert (500 µg/kg) als zulässiger Grenzwert angewendet wurde. Ist der resultierende MOS-Wert ≥ 1, kann das untersuchte Fischfleisch als sicher im Sinne des EU-Lebensmittelrechts angesehen werden, während Werte <1 auf Fischfleisch hinweisen, das als problematisch im Sinne des EU-Lebensmittelrechts angesehen werden kann.
**Basierend auf der von der JECFA abgeleiteten tolerierbaren Aufnahmemenge von 3,2 µg/kg Körper, extrapoliert auf einen durchschnittlichen Erwachsenen mit 50 kg Körpergewicht, was zu einer sicheren wöchentlichen Aufnahme von Fischfleisch führt, wenn es nicht mehr als 160 µg Methylquecksilber enthält.
Organische Verunreinigungen
Polychlorierte Biphenyle (PCB) und polychlorierte Dibenzofurane (PCDD/F) sowie chlororganische Pestizide wie Dichlordiphenyltrichlorethan (DDT) und seine Metaboliten DDE und DDD sind persistente organische Schadstoffe (POPs) (Stockholmer Übereinkommen 2025). POP sind lipophile synthetische Verbindungen, die in der Umwelt verbleiben und transportiert werden können, um sich über lange Zeiträume im menschlichen und tierischen Gewebe anzureichern.
Verbleib in der Umwelt, Auswirkungen und Folgen für die menschliche Gesundheit
Polychlorierte Dibenzo-p-Dioxine und polychlorierte Dibenzofurane (PCDD/F) und Polychlorbiphenyle (PCB), einschließlich der dioxinähnlichen DL-PCB und der nicht-dioxinähnlichen PCB (NDL-PCB), gelten aufgrund ihrer toxikologischen Eigenschaften, die mit einer Schädigung der Leber und des Immunsystems in Verbindung gebracht werden, als ein erhebliches Risiko für die menschliche Gesundheit und haben darüber hinaus schädliche Auswirkungen auf das Fortpflanzungssystem und fördern Krebs (Gascon et al. 2013; Leng et al. 2014; Taylor et al. 2013).
Toxikodynamisch gesehen ist die Bindung von Dioxinen und DL-PCB an den Arylkohlenwasserstoffrezeptor (AHR) der auslösende Schritt für die Vermittlung ihrer toxischen Wirkungen auf molekularer Ebene. Die Toxizität ergibt sich aus einer anhaltenden und/oder unverhältnismäßigen Aktivierung des AHR (Bock und Köhle 2006). Letztlich führt die Bindung von Dioxinen und DL-PCBs an die AHR zu einer verstärkten Expression von AHR-regulierten Genen wie der Cytochrom P450 (CYP)-Isoform CYP1A1. Alle Dioxine und dl-PCBs weisen die für die Bindung an die AHR erforderliche koplanare räumliche Konformation auf, allerdings mit unterschiedlicher Affinität. Aufgrund der mechanistischen Rolle der AHR-Signalübertragung bei der Vermittlung der Toxizität von Dioxinen und dl-PCB und aufgrund der unterschiedlichen Affinitäten der einzelnen Kongenere zur AHR wird ihre Konzentration in der Regel als Toxizitätsäquivalente (TEQ) ausgedrückt, wobei die analysierten Konzentrationen mit den entsprechenden Toxizitätsäquivalenzfaktoren (TEF) kombiniert werden (Van den Berg et al. 2006).
Dichlordiphenyltrichlorethan (DDT) wurde in großem Umfang als Insektizid eingesetzt und zerfällt in andere ähnliche Chemikalien wie DDE (Dichlordiphenyldichlorethylen) und DDD (Dichlordiphenyldichlorethan). Die Abbauprodukte haben keine kommerzielle Verwendung. Da sie jedoch in der Umwelt persistent sind, werden sie zusammen mit ihrer Ausgangsverbindung in der Umwelt gefunden und reichern sich im menschlichen und tierischen Gewebe an. In den 1970er Jahren führten viele Länder aufgrund von Umwelt- und Gesundheitsbedenken gesetzliche Beschränkungen für die Verwendung von chlorierten Pestiziden in der Landwirtschaft ein. Dies führte zu einem allmählichen Rückgang der Konzentrationen von DDT, seinen Homologen und anderen chlororganischen Verbindungen in der natürlichen Umwelt. Da es sich bei DDT und seinen Metaboliten jedoch um persistente Chemikalien handelt, können sie immer noch in fast jedem menschlichen Körper nachgewiesen werden (Vall et al. 2014). Menschen können DDT im Mutterleib, beim Stillen und durch den Verzehr kontaminierter Lebensmittel ausgesetzt sein (Jusko et al. 2012). Von all diesen ist die Aufnahme von DDT über die Nahrung der Hauptweg der menschlichen Exposition, da 90% der im menschlichen Körper gespeicherten Rückstände auf den Verzehr verschiedener Lebensmittel zurückzuführen sind (Zentrum für Lebensmittelsicherheit 2006). Säuglinge sind im Vergleich zu Erwachsenen sehr empfindlich, wenn sie giftigen Pestiziden wie DDT ausgesetzt sind. Das liegt daran, dass ihr Stoffwechselmechanismus zur Entgiftung dieser Chemikalien noch nicht ausgereift ist (Casals-Casas und Desvergne 2011). Außerdem ist die Nahrungsaufnahme von Säuglingen pro Körpergewicht höher als bei Erwachsenen. Die Exposition gegenüber chlororganischen Pestiziden wie DDT im Mutterleib hat ein potenzielles Risiko für die neurologische Entwicklung von Säuglingen im Alter von 6-12 Monaten (Eskenazi et al. 2006).
Regulatorisches Umfeld und festgelegte Sicherheitsgrenzen
Die europäische Verordnung EU 2023/915 legt die folgenden Höchstwerte für Dioxine und PCB in Muskelfleisch von wild gefangenem Süßwasserfisch und dessen Erzeugnissen fest (2023/915 2023): 3,5 pg/g Toxizitätsäquivalent der Weltgesundheitsorganisation (WHO TEQ), ausgedrückt in Nassgewicht, für die Summe der Dioxine (PCDD/Fs); 6,5 pg/g WHO TEQ, ausgedrückt in Nassgewicht, für die Summe der Dioxine (PCDD/Fs) und der dioxinähnlichen PCBs (DL-PCBs), und 125 ng/g, ausgedrückt in Nassgewicht, für die Summe der sechs nicht-dioxinähnlichen PCBs (NDL-PCBs). Außerdem wurde in der Verordnung (EU) Nr. 277/2012 der Kommission der Auslösewert (AL) für PCDD/F auf 0,75 pg/g WHO-TEQ und für DL-PCB auf 2,0 pg/g ww WHO-TEQ festgelegt (277/2012 2012).
Die tolerierbare tägliche Aufnahmemenge (TDI) ist die Menge eines Stoffes, die täglich über die gesamte Lebenszeit aufgenommen wird und bei der keine negativen Auswirkungen auf die Gesundheit des Menschen zu erwarten sind. Die tolerierbare wöchentliche Aufnahmemenge (TWI) wird in der Regel für toxische, langlebige Stoffe verwendet, die sich im Körper anreichern. Es handelt sich dabei um die maximale Aufnahme von Stoffen in Lebensmitteln, wie z. B. Nähr- oder Schadstoffe, die ein Leben lang wöchentlich verzehrt werden können, ohne dass negative Auswirkungen auf die Gesundheit zu erwarten sind.
Auf einer WHO-Tagung im Jahr 1990 wurde auf der Grundlage der damals verfügbaren Informationen ein TDI-Wert von 10 pg/kg für 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin (TCDD), das giftigste Dioxin-Kongener, vorgeschlagen. Dieser Vorschlag stützte sich auf eine Studie, in der die Hemmung der Körpergewichtszunahme und Leberschäden beobachtet wurden, als Ratten über einen Zeitraum von zwei Jahren niedrige Dosen von 2,3,7,8-TCDD verabreicht wurden (Kociba et al. 1978). Die Studie ergab, dass Dosen von 1 ng/kg/Tag zu keiner Manifestation von Toxizität führten (NOAEL). Unter Berücksichtigung eines Unsicherheitsfaktors von 100 wurde der oben genannte TDI abgeleitet.
Seit 1990 wurde international eine Vielzahl von Studien über die gesundheitlichen Auswirkungen von Dioxinen und verwandten Verbindungen durchgeführt. Aus diesem Grund haben die WHO und das IPCS eine weitere Expertenkonsultation zur Überprüfung des TDI durchgeführt (Masho 1999). Auf der Grundlage der neu gesammelten wissenschaftlichen Daten schlug die Konsultation einen Wert von 1-4 pg TEQ/kg/Tag für TDI vor. Die Konsultation betrachtete den oberen Bereich von 4 pg TEQ/kg/Tag als “maximal tolerierbare Aufnahme auf vorläufiger Basis”, betonte jedoch, dass das letztendliche Ziel darin bestehen sollte, die Aufnahme durch den Menschen auf weniger als 1 pg TEQ/kg/Tag zu senken.
Im November 2018 hat die Europäische Behörde für Lebensmittelsicherheit (EFSA) einen neuen gesundheitsbezogenen Richtwert für Dioxine und dioxinähnliche polychlorierte Biphenyle (dl-PCB) abgeleitet. Die tolerierbare wöchentliche Aufnahmemenge (TWI) für Dioxine und dl-PCB wurde von 14 Pikogramm auf 2 Pikogramm pro Kilogramm Körpergewicht gesenkt (EFSA et al. 2018). Unter Verwendung des neuesten von der EFSA abgeleiteten TWI-Wertes von 2 pg TEQ/kg ergibt sich eine maximal tolerierbare Exposition (TE) von 100 pg TEQ/Woche für eine 50 kg schwere Person, die bei täglicher lebenslanger Exposition schützend ist.
Da es nicht möglich ist, zwischen den toxikologischen Auswirkungen von dl-PCB und ndl-PCB zu unterscheiden, hat das Wissenschaftliche Gremium für Kontaminanten in der Lebensmittelkette der EFSA keinen gesundheitsbezogenen Richtwert für ndl-PCB festgelegt (EFSA 2005). Für alle 209 Kongenere wurde jedoch eine tolerierbare tägliche Aufnahmemenge (TDI) von 0,02 μg/kg/Tag für PCB-Gemische abgeleitet (Mihats et al. 2015). Unter Verwendung dieses TDI ergibt sich eine maximal tolerierbare Exposition (TE) gegenüber ndl-PCB von 5 μg/Woche für eine 50 kg schwere Person, die für eine tägliche lebenslange Exposition schützend ist.
Da erhöhte Konzentrationen von DDT, DDE und DDD in Sedimenten und Fischen des Yakima-Flusses, seiner Nebenflüsse und Abflüsse festgestellt wurden, wurden tolerierbare Aufnahmemengen für die am stärksten gefährdete Bevölkerungsgruppe abgeleitet. In dieser Studie wurde festgestellt, dass die empfindlichste und am stärksten exponierte Gruppe stillende Säuglinge sind, und auf der Grundlage der zu diesem Zeitpunkt verfügbaren Studiendaten wurde ein TDI von 5 µg/kg/Tag abgeleitet (Mariën und Laflamme 1995). Im Jahr 2007 wurde auf der gemeinsamen Sitzung der Ernährungs- und Landwirtschaftsorganisation und der Weltgesundheitsorganisation eine vorläufige tolerierbare tägliche Aufnahmemenge (PTDI) von 10 µg/kg/Tag für DDT festgelegt. Bei Verwendung des von Mariën et al. abgeleiteten konservativeren Wertes von 5 µg/kg/Tag für die tägliche Aufnahme ergibt sich für eine 50 kg schwere Person eine maximal tolerierbare Exposition (TE) von 1250 µg/Woche, die einen Schutz für die tägliche lebenslange Exposition darstellt.
Ergebnisse der Biomonitoring-Studien
In Tabelle 2 Biomonitoring-Studien Die Bewertung organischer Schadstoffe in Muskelfleisch von Welsen wurde zusammengefasst und auf der Grundlage der abgeleiteten akzeptablen Grenzwerte und tolerierbaren Aufnahmemengen wurden Sicherheitsmargen und sichere Höchstmengen für die Aufnahme von Fischmuskelfleisch berechnet.
In einer in Norditalien durchgeführten Studie wurden nicht-dioxinähnliche polychlorierte Biphenyle (NDL-PCB) in insgesamt 54 Arten von Katzenfischen untersucht, die an vier verschiedenen Standorten im Po-Einzugsgebiet gefangen wurden (Squadrone, Favaro, et al. 2013). Alle Proben wiesen nachweisbare Werte von 18 PCB-Kongeneren auf, und die Ergebnisse zeigten im Durchschnitt ein signifikantes Vorkommen von NDL-PCBs. Um die Summe der PCB zu schätzen, wurden sechs dieser Kongenere als Indikatoren für die Gesamtkonzentration an NDL-PCB verwendet. Von den analysierten Proben überschritt 33% den in der europäischen Verordnung EU 2023/915 für Fischmuskelfleisch (2023/915 2023) festgelegten Höchstwert von 125 ng/g Körpergewicht. Die Menge der nachgewiesenen NDL-PCBs reichte von 19,7 bis 1015,4 ng/g Körpergewicht (Mittelwert 135,6 ± 149,8 ng/g Körpergewicht). Die Autoren der Studie stellten ferner fest, dass die NDL-PCB-Konzentrationen nicht mit dem Gewicht oder dem Geschlecht der Fische zusammenhingen, während eine erhebliche Variabilität zwischen den Standorten festgestellt wurde, die höchstwahrscheinlich mit der geografischen Lage verschiedener industrieller Aktivitäten im Gebiet des Po zusammenhing.
In seinem Bericht über die Belastung von Fischen mit Schadstoffen im Einzugsgebiet des Rheins meldet das IKRS für zwei Welse eine Überschreitung des Auslösewertes für den TEQ von ƩDL-PCBs auch nach Abzug der Messunsicherheit von +/- 20% (IKSR 2010). Der Anteil an ƩDL-PCBs ist auch dafür verantwortlich, dass der TEQ der Summe von Dioxinen und DL-PCBs (ƩPCDD/Fs + DL-PCBs) bei den beiden Welsen den Höchstwert von 8 pg/g Körpergewicht überschritt. Einer der Welse, bei dem der Höchstwert für die Summe von Dioxinen und DL-PCBs (ƩPCDD/Fs + DL-PCBs) überschritten wurde, wurde im Lampertheimer Altrhein gefangen. In diesem Wels wurden insgesamt 9,20 pg/g Körpergewicht an ƩPCDD/Fs + DL-PCBs nachgewiesen. Der andere Wels mit signifikant erhöhten Dioxin- und DL-PCB-Werten wurde in der Mosel gefangen und wies insgesamt 11,35 pg/g Gewicht für die Summe von ƩPCDD/Fs + DL-PCBs auf.
In Welsen, die zwischen September und November 2010 aus der Donau in Silistra, Bulgarien, gewonnen wurden (Stancheva, Georgieva, und Makedonski 2013) wurde für die Summe der sechs Indikator-PCB (ΣNDL-PCBs) ein Mittelwert von 9,77 ng/g Gewicht berechnet. Die Summierung aller gemessenen PCB ergab einen Wert von 12,55 ng/g Gewicht. Die durchschnittliche Menge an DDT, die in der von Stancheva et al. durchgeführten Studie in Muskelproben von Welsen gefunden wurde, betrug 30,28 ng/g ww (Stancheva et al. 2013). Der DDT-Metabolit p,p′-DDE erwies sich in den untersuchten Welsproben als der häufigste chlororganische Schadstoff und machte mehr als 60% der DDT-Summe aus. Im Gegensatz dazu wurde p,p’-DDT in allen Welsproben nur in sehr geringen Mengen gemessen.
In Wels-Proben aus dem norditalienischen Varese-See wurden polychlorierte Dibenzo-p-Dioxine und polychlorierte Dibenzofurane (PCDDs/Fs) sowie Polychlorbiphenyle (PCBs) in Welsen analysiert, die im Januar 2015 gefangen wurden (Squadrone et al. 2016). In der Studie wurde eine hohe Variabilität der Dioxin- und PCB-Konzentrationen in den untersuchten Proben festgestellt. Insbesondere eine Probe erwies sich als hoch kontaminiert und überschritt den ML für Σ PCDD/Fs + DL PCBs mit Konzentrationen, die nach Abzug der Messunsicherheit 14,00 pg WHO-TEQ / g KG betrugen, mehr als das Doppelte des in der entsprechenden EU-Verordnung festgelegten Höchstwerts (6,5 pg WHO-TEQ / g KG). Derselbe Fisch überschritt die Warnwerte für PCDD/F (1,05 statt 0,75 pg WHO-TEQ / g ww und DL-PCB (12,80 statt 2,0 pg WHO-TEQ / g ww). Diese Probe wies auch den höchsten Wert an NDL-PCBs auf (117,91 ng/g Gewicht), obwohl dieser Wert innerhalb des in der EU-Verordnung 2023/915 festgelegten Höchstwertes (125 ng/g Gewicht) lag. Bei allen untersuchten Proben zusammen wurden für die Summe aller PCDD/F Konzentrationen zwischen 0,001 und 1,310 pg/g Nassgewicht (ww) gemessen. Für die Summe aller ƩPCDD/Fs + DL-PCBs wurden Werte von 0,033 bis 22,600 pg/g Gewicht festgestellt, während für dioxinähnliche (DL-PCB) und nicht-dioxinähnliche (NDL-PCB) PCBs Konzentrationen von 0,031 bis 21,000 pg/g Gewicht bzw. 0,397 bis 117,910 ng/g ermittelt wurden. In einer Probe wurden die in den europäischen Vorschriften für Fische festgelegten Höchstwerte von 6,5 pg/g Körpergewicht für die Summe von PCDD/F und DL-PCB überschritten (1259/2011 EU), während andere Proben die Auslösewerte von 0,75 pg/g Gewicht für die Summe der PCDD/Fs und 2 pg/g Gewicht für die Summe der DL-PCBs überschritten (277/2012 EU).
Tabelle 2: Studien nach 2000 zur Untersuchung von organischen Schadstoffen in Muskelfleisch von Welsen
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Details zur Studie (ww = Nassgewicht; dw = Trockengewicht) |
Studienergebnisse für Welsmuskelfleisch |
Geschätzte Konz. (EG) gemeldet |
Akzeptabler Grenzwert (AL) / Tolerierbare Exposition (TE) |
Sicherheitsmarge (MOS) für Fischfleisch* (AL/EC) |
Maximale sichere Aufnahme von Fischfleisch** (TE/EC) [g/Woche] |
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Wasserkörper: Po-Flussgebiet (Norditalien); vier Standorte Jahr/Sonstiges: 2006-2009; 54 Exemplare von Welsen mit einer Länge von 60 bis 120 cm und einem Gewicht zwischen 1,5 und 10,5 kg; Referenz: (Squadrone, Favaro, et al. 2013) |
ΣNDL-PCBs (Summe von sechs Indikator-PCBs) reichten von 19,7 ng/g bis 1015,4 ng/g Körpergewicht, mit einer mittleren Konzentration von 135,6 ± 149,8 ng/g Körpergewicht. |
135,6 ng/g Körpergewicht = Mittelwert |
125 ng/g Körpergewicht / 5 μg/Woche (TE) |
0.92 |
36.8 g/Woche |
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Wasserkörper: Rhein und Nebenflüsse, Deutschland und Frankreich Jahr/Sonstiges: 2009-2010; zwei Exemplare von Welsen Referenz: (IKSR 2010) |
ƩPCDD/Fs + DL-PCBs (pg/g Körpergewicht): Lampertheimer Altrhein 9,20; Worms: 1,13; Ginsheimer Altrhein: 2,0; Mosel: 6,47-11,35; Mosel (Palzem): 0,45; Mosel (Detzem): 0,38; Mosel (Enkirch): 0,28-0,51: Mosel (Koblenz) 0,33-0,53; Saar (Schoden) 0,56-1,23 |
11,35 pg/g Körpergewicht = max |
6,5 pg/g Körpergewicht / 100 pg (wöchentlich) |
0.57 |
8.8 g/Woche |
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Wasserkörper: Fluss Donau, Silistra, Bulgarien; Jahr/Sonstiges: Sep-Nov; 2010; Referenz: (Stancheva et al. 2013) |
ΣNDL-PCBs (Summe von sechs Indikator-PCBs) = 9,77 ng/g Körpergewicht |
9,77 ng/g Körpergewicht =Mittelwert |
125 ng/g Körpergewicht / 5 μg/Woche (TE) |
12.7 |
511 g/Woche |
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ƩDDTs = 30,28 ng/g Körpergewicht |
30,28 ng/g Körpergewicht =Mittelwert |
1250 µg/Woche (TE) |
NA |
41,281 g/Woche |
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Wasserkörper: Varese-See, Lombardei, Norditalien Jahr/Sonstiges: Januar 2015; Exemplare von Welsen mit einer Länge von 65 bis 117 cm und einem Gewicht zwischen 2,0 und 10,6 kg; Referenz: (Squadrone et al. 2016). |
ƩPCDD/Fs = 0,001 - 1,31 pg TEQ / g Gewicht; |
1,31 pg/g =max |
3,5 pg/g Körpergewicht / 100 pg (wöchentlich) |
2.67 |
76.3 g/Woche |
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ƩDL-PCBs = 0,031 - 21 pg WHO-TEQ / g Körpergewicht; |
21 pg/g =max |
2,0 pg/g Körpergewicht / 100 pg (wöchentlich) |
0.09 |
4.7 g/Woche |
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ƩPCDD/Fs + DL-PCBs = 0,033 - 22,600 pg WHO-TEQ / g Körpergewicht; |
22,6 pg/g = max. |
6,5 pg/g Körpergewicht / 100 pg (wöchentlich) |
0.28 |
4.4 g/Woche |
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ƩNDL-PCBs = 0,397 - 117,91 ng TEQ / g Gewicht; |
117,91 ng/g =max |
125 pg/g Körpergewicht / 5 μg/Woche (TE) |
1.06 |
42.4 g/Woche |
*Die Sicherheitsmarge (MOS) wurde für Muskelfleisch mit den in der EU-Richtlinie 2023/915 bzw. 277/2012 festgelegten Grenzwerten berechnet. Ist der resultierende MOS-Wert ≥ 1, kann das untersuchte Fischfleisch als sicher im Sinne des EU-Lebensmittelrechts angesehen werden, während Werte <1 auf Fischfleisch hinweisen, das als problematisch im Sinne des EU-Lebensmittelrechts angesehen werden kann.
**Extrapoliert man die von der EFSA abgeleitete tolerierbare Aufnahmemenge von 2 pg/kg Körper auf einen durchschnittlichen Erwachsenen mit 50 kg Körpergewicht, so ergibt sich eine sichere wöchentliche Aufnahme von Fischfleisch, wenn es nicht mehr als 100 pg ƩPCDD/Fs + DL-PCBs enthält.
Diskussion
Das Muskelfleisch von Welsen (Silurus glanis), die in europäischen Gewässern gefangen werden, überschreitet regelmäßig den in der entsprechenden europäischen Verordnung festgelegten Höchstwert für Quecksilber in wild gefangenen Süßwasserfischen und deren Erzeugnissen (500 µg/kg Körpergewicht) (2023/915 2023). Darüber hinaus ist wie bei anderen Süßwasserfischarten (Matt 2025) wurde festgestellt, dass die Anreicherung von Schwermetallen im Gewebe von Welsen positiv mit Länge, Alter und Körpermasse korreliert ist. Diese positive Korrelation erwies sich außerdem als geschlechtsabhängig und war bei Männchen stärker ausgeprägt. Zusammenfassend lässt dies auf eine zunehmende Bioakkumulation mit zunehmender Größe dieser Fischart schließen.
Auf der Grundlage der in den untersuchten Studien berichteten Quecksilberkonzentrationen (siehe Tabelle 1) wurde die größte Abweichung bei den nachgewiesenen Quecksilberkonzentrationen im Muskelfleisch in der von Squadrone et al. im Einzugsgebiet des Po durchgeführten Studie beobachtet (Squadrone et al. 2015). Die nachgewiesenen Quecksilberkonzentrationen reichten von 110 μg/kg bis 1430 μg/kg. Die Spanne der beobachteten Quecksilberkonzentrationen war damit etwas geringer als die Quecksilberkonzentrationen, die bei Hechten (Esox Lucius) aus europäischen Gewässern gefunden wurden (Matt 2025). Bei Hechten aus europäischen Gewässern reichten die Quecksilberkonzentrationen von 70 μg/kg bis 2500 μg/kg. Die große Bandbreite der Quecksilberkonzentrationen in Hechten aus europäischen Gewässern ist höchstwahrscheinlich auf die große Streuung bei der Länge der untersuchten Hechte und die positiven Korrelationen zwischen der Quecksilberkonzentration im Muskelgewebe der Fische und ihrer Länge, Körpermasse und ihrem Alter zurückzuführen. Im Gegensatz dazu wurden in der vorliegenden Untersuchung mit wenigen Ausnahmen nur jüngere Welse untersucht, die in der Regel noch für den Verzehr in Frage kommen.
Bei der von Has-Schön durchgeführten Studie im Buško-Blato-Stausee in Bosnien-Herzegowina wurde mit 777 µg/kg die höchste durchschnittliche Quecksilberkonzentration festgestellt (Has-Schön et al. 2015). Die tatsächliche Bandbreite der in dieser Studie beobachteten Quecksilberkonzentrationen lag etwa zwischen 600 und 900 μg/kg. Die in dieser Studie beobachtete hohe durchschnittliche Quecksilberkonzentration ist höchstwahrscheinlich auf das hohe Durchschnittsgewicht und -alter der untersuchten Exemplare in dieser Studie zurückzuführen.
Die positive Korrelation der Schadstoffkonzentration im Muskelfleisch mit dem Alter und der Körpermasse der untersuchten Exemplare konnte für die untersuchten organischen Schadstoffe nicht beschrieben werden, da die nachgewiesenen Konzentrationen nicht mit dem Gewicht oder dem Geschlecht der Fische zusammenhingen. Allerdings wurde eine signifikante Variabilität der Schadstoffkonzentration im Muskelfleisch zwischen den Probenahmestellen festgestellt. Diese signifikante Variabilität zwischen den Probenahmestellen ist der Grund für die hohen Mittelwerte und stark erhöhten Höchstkonzentrationen der untersuchten organischen Schadstoffe, die zu Werten führen, die über den in der entsprechenden EU-Verordnung festgelegten Höchstwerten liegen (MOS<1), was darauf hindeutet, dass die untersuchten Fische regelmäßig als problematisch im Sinne des EU-Lebensmittelrechts zu betrachten sind (siehe Tabelle 2).
Die Gesamtergebnisse der überprüften Studien deuten darauf hin, dass Silurus glanis als Spitzenprädator aufgrund seiner Widerstandsfähigkeit und seiner Fressgewohnheiten ein Reservoir für Dioxine und PCB sein kann, und dass das Vorhandensein von Dioxinen und PCB im Muskelfleisch des Welses regelmäßig besorgniserregende Werte erreichte, was wahrscheinlich auf Biomagnifikationsphänomene in der Süßwassernahrungskette zurückzuführen ist. Die geschätzte Menge an Muskelfleisch von Welsen, die ein Leben lang wöchentlich verzehrt werden könnte, ohne gesundheitsschädliche Auswirkungen zu haben, liegt bei nur 4,4 g/Woche.
Die höchste gemeldete PCB-Konzentration betrug 1015,4 ng/g und wurde in der von Squadrone et al. durchgeführten Studie im Einzugsgebiet des Po festgestellt. Dies ist deutlich höher als die in früheren Studien gemeldeten PCB-Konzentrationen. Erdogrul et al. berichteten über Konzentrationen in Karpfen- und Welsmuskeln aus den Kahramanmaras, Türkei, die zwischen 0,39 und 42,3 ng/g Gewicht lagen (Erdogrul, Covaci, und Schepens 2005) und Barbe und Döbel aus Flüssen im Norden Luxemburgs enthielten PCB zwischen 29,6 und 158,2 ng/g Körpergewicht bzw. zwischen 21,7 und 195,3 ng/g Körpergewicht (Boscher et al. 2010).
In einer Studie, die in der Donau in Bulgarien durchgeführt wurde, wurde auch das Vorhandensein von DDT in Muskelfleisch von Welsen untersucht. Doch selbst wenn DDT nachgewiesen werden konnte, erreichte es keine toxikologisch bedenklichen Werte für die Ernährung. Außerdem waren die DDT-Konzentrationen niedriger als die von Erdogrul und andere (2005) für Karpfen aus den Kahramanmaras, Türkei (Median 77,4 ng/g Gewicht) und die von Covaci et al. (2006) aus dem Donaudelta berichteten Werte (2847 ng/g Lipidgewicht). Die ermittelten DDT-Konzentrationen im Muskelfleisch des Welses waren auch niedriger als die in Barschen aus den Küstengewässern Lettlands (180 - 1100 ng/g lw DDT) und Zandern aus dem Donaudelta (4829 ng/g lw) (Covaci et al. 2006).
Schlussfolgerung
Die untersuchten Studien ergaben, dass Gewicht und Alter in signifikantem Zusammenhang mit dem Quecksilbergehalt standen, was auf eine zunehmende Bioakkumulation mit zunehmendem Alter beim Europäischen Wels (Silurus glanis) schließen lässt. Im Gegensatz dazu wurde kein signifikanter Zusammenhang zwischen den nachgewiesenen Dioxin- und PCB-Konzentrationen und dem Fischgewicht festgestellt.
Aus ernährungswissenschaftlicher Sicht deuten die ausgewerteten Studien darauf hin, dass eine durchschnittliche wöchentliche Aufnahme von etwa 200 g Welsfleisch für einen durchschnittlichen Erwachsenen (50 kg Körpergewicht) als unbedenklich angesehen werden kann, wenn nur der anorganische Schadstoff Quecksilber berücksichtigt wird (siehe Tabelle 1). Da jedoch die Kontamination mit organischen Schadstoffen wie Dioxinen und PCB regelmäßig bedenkliche Werte erreicht (siehe Tabelle 2), kann ein regelmäßiger Verzehr von Welsmuskelfleisch unabhängig von der Länge und dem Gewicht des Welses zu gesundheitlichen Beeinträchtigungen führen und ist daher nicht zu empfehlen, insbesondere wenn der Fisch aus einer Region stammt, in der die Umweltbelastung durch Dioxine und PCB dem Verbraucher unbekannt ist. Dies steht auch im Einklang mit Berichten außerhalb Europas. In vielen amerikanischen Bundesstaaten hat die lokale Presse im Zusammenhang mit PCB-verseuchtem Wels in Flüssen und Seen vom Fischkonsum abgeraten (Weintraub und Birnbaum 2008).
Daher könnte der Verzehr von Wels ein gesundheitliches Problem darstellen, insbesondere für Personen, deren Ernährung einen hohen Anteil dieses Fisches enthält, wie z. B. die nordeuropäische Bevölkerung. Insgesamt legen die ausgewerteten Studien nahe, dass der regelmäßige Verzehr von Wels nicht empfohlen wird und eingeschränkt werden sollte.