Aufgrund der kontinuierlich zunehmenden Verwendung von Arzneimitteln in der Human- und Veterinärmedizin werden aquatischer Ökosysteme zunehmend durch Arzneimittel belastet (Hejna et al., 2022; Rzymski et al., 2017). Bereits 2006 wurde der jährliche Pro-Kopf-Verbrauch von Arzneimitteln weltweit auf durchschnittlich 15 g und in den Industrieländern sogar auf 50 bis 150 g geschätzt (T. Ternes & Joss, 2006). Nach der Verabreichung eines Arzneimittels wird ein großer Teil seiner Wirkstoffe unverändert oder als aktiver Metabolit ausgeschieden (Halling-Sørensen et al., 1998). Diese können dann über verschiedene Wege in die Umwelt gelangen und schließlich in Oberflächenwasser, Trinkwasser, Grundwasser und Böden festgestellt werden (Lonappan et al., 2016).
Diese hochspezifischen, biologisch aktiven Stoffe gelangen hauptsächlich über Abwassereinleitungen, gereinigtes Abwasser oder Sedimente aus Klärschlamm, unsachgemäße Entsorgung oder Industrieabfälle in Ökosysteme (Bisognin et al., 2021; Schmidt & Redshaw, 2015). Rückstände von Schmerzmitteln und entzündungshemmenden Medikamenten sind die am häufigsten nachgewiesenen Verbindungen in der Umwelt, da sie häufig konsumiert werden und frei verkäuflich sind (Yang et al., 2017). Von besonderem Interesse ist Diclofenac (DCF, Natrium-2-[2-(2,6-dichloranilino)phenyl]acetat), ein nichtsteroidales Antirheumatikum (NSAID), das seit den 1970er Jahren in der Human- und Veterinärmedizin weit verbreitet ist. Zwischen 2010 und 2013 stieg der durchschnittliche weltweite Verbrauch von DCF wurde auf 1443 ± 58 Tonnen jährlich geschätzt (Acuña et al., 2015). Allein für Europa wurde der jährliche Gesamtverbrauch auf etwa 180 Tonnen geschätzt (Lonappan et al., 2016). Aufgrund des hohen Verbrauchs steigt die Wahrscheinlichkeit, dass DCF als Verunreinigung in der Umwelt gefunden wird. Und tatsächlich wird es, obwohl es nicht umweltpersistent ist, aufgrund seiner kontinuierlichen Freisetzung und unvollständigen Entfernung in Kläranlagen häufig in der Umwelt nachgewiesen. In aquatischen Systemen ist es ein häufig nachgewiesenes und überwachtes Arzneimittel, und sein Einsatz nimmt weltweit zu (Acuña et al., 2015). Neben anderen NSAIDs wie Naproxen und Ibuprofen, DCF gehört zu den am häufigsten nachgewiesenen Schmerzmitteln in Oberflächengewässern und wird in Konzentrationen von einigen wenigen bis zu Tausenden von ng/L nachgewiesen (Barbosa et al., 2016; Barra Caracciolo et al., 2015; Gerbersdorf et al., 2011; Luo et al., 2014; Patrolecco et al., 2013).
Im Zusammenhang mit der Ökotoxikologie DCF wurde zum ersten Mal nach einem plötzlichen Zusammenbruch der Geierpopulationen in Pakistan, die sich von Kadavern mit DCF Rückstände (Eichen et al., 2004). Nach diesem Vorfall, DCF hat weltweit große Aufmerksamkeit erregt, und verschiedene Studien haben seine Auswirkungen auf Wassertiere, Pflanzen und Säugetiere dokumentiert (Sathishkumar et al. 2020; Schmidt & Redshaw, 2015). Insbesondere für Süßwasserumgebungen hat dies mehrere Studien veranlasst, die darauf abzielen, das ökotoxikologische Potenzial dieses Stoffes bei umweltrelevanten Konzentrationen genauer zu charakterisieren. In einem Meta-Review haben Vieno & Sillanpää mehrere Studien zusammengetragen, die ökotoxikologische Effekte von DCF in umweltrelevanten Konzentrationen (Vieno & Sillanpää, 2014). Triebkorn et al. konnten bei Regenbogenforellen Veränderungen der Leber-Ultrastruktur, des Leberglykogens und des Nierenproteins bei Konzentrationen von DCF so niedrig wie 1 μg/l nach 28 Tagen Exposition (Triebskorn et al., 2004). Bei der Zebramuschel konnten erhöhte Werte der Lipidperoxidation bei Konzentrationen von nur 1 μg/l nach einer Expositionszeit von 96 Stunden beobachtet werden (Quinn et al., 2011). Andererseits beobachteten Feito et al. eine Verringerung der Lipidperoxidation bei Zebrafischen nach 90 Minuten bei Konzentrationen von nur 0,03 μg/l (Feito et al., 2012). In einer fünfmonatigen Mesokosmos-Studie, bei der Süßwassermuscheln und freilebende Stichlinge in Käfigen exponiert wurden, untersuchten Joachim et al. Konzentrationen von 0,041, 0,44 bzw. 3,82 µg/L und stellten fest, dass die Konzentration ohne beobachtete Wirkung (NOEC) auf individueller Ebene bei <0,041 µg/L und auf Populations- und Gemeinschaftsebene bei 0,44 µg/L lag (Joachim et al., 2021). In einem neueren 28-Tage-Expositionsversuch an Regenbogenforellen wurden quantitative histomorphologische Veränderungen in der Rumpfniere bei DCF Konzentrationen von bis zu 500 ng/L (Birzle et al., 2023). Frühere Studien, die von anderen Gruppen durchgeführt wurden, gaben bereits erste Hinweise auf schädliche Auswirkungen von Diclofenac Rückstände in Fischen. Schwaiger et al. fanden schädliche Wirkungen einschließlich pathogener Veränderungen in Kiemen und Nieren von Regenbogenforellen nach einer Exposition gegenüber umweltrelevanten Diclofenac Konzentrationen für 28 Tage (Schwaiger et al., 2004). In einer Studie von Hoeger et al. wiederum, wurde gezeigt, dass Diclofenac die Nieren- und Kiemen-Integrität in Bachforellenpopulationen bei Konzentrationen beeinträchtigt, welche wiederholt in Oberflächengewässern nachgewiesen wurden (Hoeger et al., 2005). In einer anderen Studie an Bachforellen wurden deutliche Auswirkungen auf Sterblichkeit und Verhalten bereits bei Konzentrationen nachgewiesen die nur 10-100 Mal über gemeldeten Abwasser- und Oberflächenwasser-Konzentrationen lagen, (Schwarz et al., 2017).
Da die meisten Studien Auswirkungen von Diclofenac in künstlichen Laborumgebungen als Einzelsubstanz untersucht haben, kann ein weiteres ökotoxikologisches Risiko, das im Zusammenhang mit Diclofenac und seinen Metaboliten in der Umwelt auftritt, eine Wechselwirkungen mit bestehenden Schadstoffen und/oder anderen neu auftretenden Schadstoffen sein (Sathishkumar et al. 2020). Erhebliche Kombinationswirkungen können bei Stoffen auftreten, die ihre Effekte über dieselbe unspezifische oder spezifische Wirkungsweise entfalten. So wurde beispielsweise festgestellt, dass Diclofenac und Ibuprofen, in aquatischen Organismen aus verschiedenen taxonomischen Klassen, beide unspezifisch durch unpolare Narkose wirken und bei Anwendung in einem Gemisch in Bezug auf ökotoxikologische Auswirkungen, dem Konzept der Konzentrationsaddition folgen (Cleuvers, 2003, 2004, 2008).
Als Folge der Anerkennung von DCF als neu auftretender Umweltschadstoff und seine schädlichen Auswirkungen in der aquatischen Umwelt wurde es in die erste Beobachtungsliste der EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) aufgenommen (EC JRC Technical reports, 2018). Die im Jahr 2000 verabschiedete Wasserrahmenrichtlinie stellt die Gewässerökologie in den Mittelpunkt von Bewirtschaftungsentscheidungen, mit dem Ziel, alle Oberflächengewässer in einen "guten" Zustand zu bringen (RICHTLINIE 2000/60/EG, 2000). Ein Zustand, der anhand einer Reihe von physikalischen, biologischen und chemischen Messgrößen bewertet wird. Eine der chemischen Messgrößen, die zur Erreichung dieses Ziels verwendet werden, ist die Einhaltung von Umweltqualitätsnormen (UQN)), die für Chemikalien abgeleitet wurden, die ein potenzielles europaweites Risiko darstellen. EQS stellen rechtlich verbindliche Höchstkonzentrationen in Oberflächengewässern dar und sind daher die Grundlage für Regulierungsmaßnahmen zur Verringerung der Chemikalienkonzentrationen in Oberflächengewässern. Sie werden aus den verfügbaren Toxizitätsdaten abgeleitet mit dem Ziel, verschiedene Rezeptorgruppen zu schützen, darunter Wasserorganismen, Menschen über das Trinkwasser oder über die Nahrung sowie höhere Raubtiere wie fischfressende Fische, Säugetiere und Vögel als Folge von Sekundärvergiftungen über die Nahrungskette. Der empfindlichste Wert für eine Rezeptorgruppe wird in der Regel als primäre Umweltqualitätsnorm für diesen Stoff ausgewählt. Da jedoch nicht immer Toxizitätsdaten für wasserbasierte Stoffe verfügbar sind DCF Konzentrationen müssen die Konzentrationen in anderen Matrices, wie z.B. Nahrungsmittelnormen, auf Wasserbasis umgerechnet werden EQS unter Berücksichtigung eines geschätzten Faktors für die Bioakkumulation (Peters et al., 2022).
Im Jahr 2006 wurde die Grundwasserrichtlinie (GWD) als Tochterrichtlinie der Wasserrahmenrichtlinie eingeführt (RICHTLINIE 2006/118/EG, 2006). Ziel der GWD ist der Schutz des Grundwasser vor Verschmutzung zu schützen. Sie legte Qualitätsstandards für Nitrate und Pestizide sowie einen Rahmen für die Festlegung von Schwellenwerten fest. Im Jahr 2008 folgte der europäische Wasserrahmenrichtlinie die Richtlinie über Umweltqualitätsnormen (RICHTLINIE 2008/105/EG, 2008). Diese wiederum wurde durch die Richtlinie 2013/39/EU aktualisiert (RICHTLINIE_2013/39/EU, 2013). Mit den beiden Richtlinien wurde eine Reihe von prioritären Stoffen und Stoffgruppen eingeführt, die von den Mitgliedsstaaten überwacht werden müssen, um eine weitere Priorisierung zu unterstützen und eine Bewertung der tatsächlichen Risiken, die mit der Einleitung der Stoffe in die aquatische Umwelt verbunden sind, zu ermöglichen. Im Oktober 2022 veröffentlichte die EU-Kommission ihren Vorschlag zur Änderung der drei zentralen Wasserwirtschaftsrichtlinien, um die Rechtsvorschriften an den wissenschaftlichen und technischen Fortschritt der letzten Jahrzehnte anzupassen (EU COMMISSION, 2022a, 2022b). Der Vorschlag enthielt eine Reihe von Änderungen und Ergänzungen, mit denen Unzulänglichkeiten behoben werden sollten, die beim letzten Eignungscheck des europäischen Wasserrechts festgestellt wurden (Europäische Kommission, 2019). Der Vorschlag enthielt u.a. eine neue und aktualisierte Prioritätenliste für Oberflächengewässer mit EQS Werte für 68 Stoffe und Stoffgruppen. In der Liste mit der Eintragsnummer 56 ist Diclofenac enthalten (siehe Tabelle 1), das ursprünglich mit einer Änderung aufgenommen wurde, die zusammen mit der Durchführungsentscheidung der Europäischen Kommission für die erste Überwachungsliste von Stoffen für die EU-weite Überwachung veröffentlicht wurde (EC 2015/495, 2015). Das häufige Auftreten von besorgniserregenden Schadstoffen in der Umwelt und die Unzulänglichkeit herkömmlicher Kläranlagen bei der Beseitigung solcher Verbindungen hat dazu geführt, dass der Rahmen der Beobachtungsliste ausgeweitet wurde, um eine größere Anzahl gefährlicher Verbindungen abzudecken.
Nach Veröffentlichung der aktualisierten Prioritätenliste wurde eine Debatte (Leverett et al., 2021; Maack et al., 2022) wurde die Frage gestellt, ob die Studiengrundlage und der Herleitungsansatz der vorgeschlagenen AA-EQS Die Werte stehen im Einklang mit dem technischen Leitfaden für die Ableitung Umweltqualitätsnormen (Europäische Kommission, 2018; SCHEER, 2017). In Anbetracht dieser Diskussion schlug der Wissenschaftliche Ausschuss das EU Scientific Committee on Health, Environmental and Emerging Risks (SCHEER) in seiner abschließenden Stellungnahme einen Weight of Evidence -Ansatz vor, da weder der deterministische Ansatz noch die Mesokosmos-Studie von Joachim et al. (Joachim et al., 2021)weder der probabilistische Ansatz unter Verwendung der Species Sensitivity Distribution (SSD) für sich genommen als zufriedenstellend bezeichnet werden kann (Zuverlässigkeit der Studie und schlechte Anpassung der Kurve). Unter Anwendung des vorgeschlagenen "Beweiskraft der Daten"-Ansatzes einschließlich der Berücksichtigung der NOEC der Reaktion der Gemeinschaft in der Mesokosmos-Studie und unter Verwendung des Großteils der bereitgestellten chronischen Daten unterstützte der SCHEER die AA-EQS von 0,04 µg/L und MAC-EQS von 250 µg/L für Oberflächengewässer im Binnenland (EG, 2022).
Diclofenac wurde inzwischen in verschiedenen aquatischen Kompartimenten nachgewiesen. In einer 2015 von Barbosa durchgeführten Meta-Analyse wurden Konzentrationen von 14,9 - 4425 ng/L für Abwasser und von 1,17 - 380 ng/L für Grundwasser festgestellt, während für Oberflächengewässer weltweit Konzentrationen zwischen 0,8 - 1043 ng/L gefunden wurden (Barbosa et al., 2016). Im Gegensatz dazu wurden für europäische Fliessgewässer Werte zwischen 2 und 7700 ng/L gemeldet (Lonappan et al., 2016; Sathishkumar et al. 2020). Diclofenac Konzentrationen im Abwasser von Kläranlagen in der Schweiz reichten von 300 bis >900 ng/L, während die Konzentration in Flüssen und Seen im Bereich von <1,0 ng/L-370 ng/L lag (Buser et al., 1998). Für deutsche Flüsse wurden in einer 1998 veröffentlichten Studie mittlere Diclofenac-Konzentrationen von 150 ng/L und Spitzenkonzentrationen von bis zu 1200 ng/L gemeldet (T. A. Ternes, 1998).
In Deutschland hat die Bundesanstalt für Gewässerkunde (BfG) den Aufbau des nach der WRRL geforderten Überwachungsprogramms für Gewässer unterstützt. Die BfG berichtet auch regelmäßig an die Europäische Kommission über den aktuellen Status der Gewässer.
In diesem Zusammenhang werden die Analysedaten für organische Schadstoffe verschiedener Oberflächengewässer, einschließlich des Rheins und seiner Nebenflüsse, zusammengestellt (BfG, 2024). Im Jahr 2022 wird die maximale DCF Konzentration im aquatischen System des Rheins wurde an der Messstation in Bad Honnef mit 170 ng/L festgestellt, während die höchste an einem seiner Nebenflüsse gemessene Konzentration 2300 ng/L betrug und an der Emschermündung in Duisburg gemessen wurde (siehe Karte oben). Die höchste Jahresmittelkonzentration im Rhein im Jahr 2022 betrug 16,8 ng/L und wurde an der Messstation in Karlsruhe beobachtet. Im Gegensatz dazu wurde die höchste Jahresmittelkonzentration, die an einem Nebenflüsse des Rheins gemessen wurde, in der Emscher-Mündung in Duisburg nachgewiesen (1290 ng/L). Der Nachweis der höchste Jahresmittelkonzentration in den Rhein-Nebenflüssen deckt sich daher mit der maximalen Konzentration, die an derselben Messstation beobachtet wurde.
Im Laufe eines Jahres, DCF Konzentrationen im aquatischen System des Rheins zeigen ein klares saisonales Muster, wobei die beobachteten Konzentrationen in der Regel in den Frühlings- und Sommermonaten niedriger sind (Matt, 2024). Die niedrigeren Konzentrationen in diesen Monaten könnten auf einen geringeren Eintrag von DCF während dieser Monate. Andererseits führt eine Zunahme der biotischen und abiotischen Prozesse zu einem Abbau von DCF. In der Tat, DCF ist in der aquatischen Umwelt nicht über lange Zeit stabil. Nach der Freisetzung in die Umwelt ist der Hauptabbaupfad von DCF in Wasser ist die Photodegradation mit Halbwertszeiten von 1 bis 3 Stunden (Bartels & von Tümpling, 2007; Packer et al., 2003; Tixier et al., 2003). DCF und die daraus resultierenden Photodegradationsprodukte können dann an Sedimenten adsorbiert und/oder von Pflanzen, Wirbellosen und Fischen verstoffwechselt werden (Bartha et al., 2014; Brozinski et al., 2013; Cuklev et al., 2011; Huber et al., 2012; Kunkel & Radke, 2008; Matamoros et al., 2012; Parolini et al., 2009).
Der Vergleich der DCF Konzentrationen im Rhein und seinen Nebenflüssen im Jahr 2022 zu den in der Prioritätenliste der WRRL vorgeschlagenen UQN-Werten (siehe Tabelle 1) zeigt, dass die Einleitung von Diclofenac in den Rhein selbst kein signifikantes Umweltrisiko darstellt. In seinen Nebenflüssen, insbesondere an der Emschermündung in Duisburg, liegt die durchschnittliche Jahreskonzentration von 1290 ng/L jedoch deutlich über der für Binnenoberflächengewässer empfohlenen UQN (AA-UQN; 40 ng/L). Das Gleiche gilt für andere Nebenflüsse des Rheins. Für andere Nebenflüsse des Rheins wurden Jahresdurchschnittskonzentrationen von 77 ng/L (Neckar in Mannheim), 830 ng/L (Trebur-Astheim), 61 ng/L (Main, Kahl), 108 ng/L (Main, Bischofsheim) bzw. 97 ng/L (Saar, Saarbrücken) ermittelt (BfG, 2024). Angesichts dieser hohen jährlichen Durchschnittskonzentrationen sind ökotoxikologische Auswirkungen und eine Veränderung des aquatischen Ökosystems in diesen Nebenflüssen des Rheins aufgrund der langfristigen Exposition gegenüber DCF sind sehr wahrscheinlich.
Schlussfolgerung
Verschiedene Umweltmonitoring-Studien haben gezeigt, dass Diclofenac und seine Metabolite in in fast allen Wasserkompartimente vorkommen und dass ihr Vorhandensein in aquatischen Ökosystemen mit verschiedensten ökotoxikologischen Risiken verbunden ist.
Im Rahmen des nach der EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) geforderten Überwachungsprogramms der Gewässer wird der Eintrag von Diclofenac (DCF) an verschiedenen Messstationen des aquatischen Ökosystems Rhein überwacht. In dieser Übersicht wurden die gemessenen maximalen Konzentrationen und die geschätzten jährlichen Durchschnittskonzentrationen von DCF im aquatischen Ökosystem des Rheins mit den aktuellen Umweltqualitätsnorm (EQS) für DCF, die im Zuge der europäischen Wassergesetzgebung eingeführt wurden.
Obwohl noch nicht rechtsverbindlich umgesetzt, EQS Die in der Beobachtungsliste der EU-Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) vorgeschlagenen und vom Wissenschaftlichen Ausschuss "Gesundheit und neu auftretende Umweltrisiken" (SCHEER) der EU geprüften Werte für Diclofenac deuten auf ein erhebliches ökotoxikologisches Risiko im Zusammenhang mit den DCF-Konzentrationen hin, die in den aquatischen Ökosystemen verschiedener Nebenflüsse des Rheins festgestellt wurden.