Rückstände von Schmerzmitteln und entzündungshemmenden Medikamenten sind die am häufigsten nachgewiesenen Verbindungen in der Umwelt, da sie häufig konsumiert werden und frei verkäuflich sind. Besonders besorgniserregend 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 gehört DCF zu den am häufigsten nachgewiesenen Schmerzmitteln in Oberflächengewässern, die in Konzentrationen von einigen wenigen bis zu Tausenden von ng/L nachgewiesen werden (Barbosa et al., 2016; Barra Caracciolo et al., 2015; Buser et al., 1998; Gerbersdorf et al., 2011; Patrolecco et al., 2013).

Im Zusammenhang mit der Ökotoxikologie DCF wurde erstmals nach einem plötzlichen Zusammenbruch von Geierpopulationen in Pakistan, die sich von DCF-haltigen Kadavern ernährten, allgemein wahrgenommen (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 DCF-Konzentrationen von nur 1 μg/l nach 28 Tagen Exposition nachweisen (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 nur 500 ng/L beobachtet (Birzle et al., 2023). Frühere Studien, die von anderen Gruppen durchgeführt wurden, gaben bereits erste Hinweise auf schädliche Auswirkungen von Diclofenac-Rückständen in Fischen. Schwaiger et al. fanden nach einer 28-tägigen Exposition gegenüber umweltrelevanten Diclofenac-Konzentrationen schädliche Wirkungen einschließlich pathogener Veränderungen in Kiemen und Nieren von Regenbogenforellen (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 Endpunkte wie Sterblichkeit und Verhalten bei Konzentrationen, die nur 10-100 Mal über den gemeldeten Abwasser- und Oberflächenwasserkonzentrationen lagen, erheblich beeinträchtigt (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 (M. Cleuvers, 2008; Michael Cleuvers, 2003, 2004).

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 aufgenommen (WFD) (Amt für Veröffentlichungen der EU, 2025). 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 (EQS) für Chemikalien abgeleitet, die potenziell europaweite Risiken 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 primärer Wert ausgewählt. EQS für diesen Stoff. Da jedoch nicht immer Daten zur Toxizität von Stoffen auf Wasserbasis 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 eine Tochterrichtlinie der WFD mit dem Ziel, das Grundwasser vor Verschmutzung und Verschlechterung zu schützen (Richtlinie - 2006/118). Sie legte Qualitätsstandards für Nitrate und Pestizide sowie einen Rahmen für die Festlegung von Schwellenwerten fest. Im Jahr 2008 wurde der europäische Rechtsrahmen für Wasser durch die Richtlinie über Umweltqualitätsnormen (Richtlinie - 2008/105). Diese wiederum wurde durch die Richtlinie 2013/39/EU aktualisiert (Richtlinie - 2013/39). Mit den beiden Richtlinien wurde eine Reihe von prioritären Stoffen und Stoffgruppen eingeführt, die von den Mitgliedstaaten überwacht werden müssen, um eine Priorisierung zu unterstützen und eine Bewertung der tatsächlichen Risiken im Zusammenhang mit ihrer Einleitung in die aquatische Umwelt zu ermöglichen. Im Oktober 2022 veröffentlichte die EU-Kommission ihren Vorschlag zur Änderung der drei zentralen Wasserwirtschaftsrichtlinien, um den rechtlichen Rahmen an den wissenschaftlichen und technischen Fortschritt der letzten Jahrzehnte anzupassen (EG, 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 (EG, 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 (EG 2015/495). 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.

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 und al., 2020). Die Diclofenac-Konzentrationen in Abwässern 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 (Ternes, 1998).

In Deutschland unterstützte die Bundesanstalt für Gewässerkunde (BfG) die Erstellung des nach der Wasserrahmenrichtlinie erforderlichen Überwachungsprogramms für Gewässer. WFD. Die BfG berichtet auch regelmäßig an die Europäische Kommission über die Gewässerstatistiken. In diesem Zusammenhang stellt sie die Analysedaten für organische Schadstoffe verschiedener Oberflächengewässer zusammen, darunter auch für den Rhein und seine Nebenflüsse (BfG, 2025). Im Jahr 2022 wird die maximale DCF Konzentration im Gewässersystem des Rheins wurde an der Messstation in Bad Honnef mit 170 ng/L gemessen, während die höchste an einem seiner Nebenflüsse gemessene Konzentration 2300 ng/L betrug und an der Emschermündung in Duisburg beobachtet wurde. Die höchste Jahresmittelkonzentration am Rhein im Jahr 2022 wurde an der Messstation in Karlsruhe mit 16,8 ng/L ermittelt. Im Gegensatz dazu wurde die höchste Jahresmittelkonzentration, die an einem der Nebenflüsse gemessen wurde, für die Emschermündung in Duisburg geschätzt (1290 ng/L) und deckt sich daher mit der höchsten Konzentration in den Nebenflüssen, 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. 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 einer Verschlechterung der 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 & 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 zum EQS Die in der Prioritätenliste der WRRL vorgeschlagenen Werte zeigen, 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 mit 1290 ng/L jedoch deutlich über der durchschnittlichen Jahreskonzentration EQS für Binnenoberflächengewässer empfohlen (AA-EQS; 40 ng/L). Das Gleiche gilt für andere Nebenflüsse des Rheins. Für andere Nebenflüsse des Rheins wurden jährliche Durchschnittskonzentrationen 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) geschätzt (BfG, 2025). 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.

In Abbildung 5 wurden die Konzentrationen von Diclofenac am Ablauf verschiedener bayerischer Kläranlagen zwischen 2015 und 2023 dargestellt. Darüber hinaus werden der Median und die Varianz einer Referenzstudie gezeigt, bei der die Konzentrationen am Zulauf ausgewählter Schweizer Kläranlagen zwischen 2016 und 2022 überwacht wurden (Wunderlin et al., 2024). Der Median und die Varianz der am Ausgang der bayerischen Kläranlagen über alle Jahre hinweg beobachteten Konzentration sind ähnlich wie der Median und die Varianz in der in der Schweiz durchgeführten Studie (Wunderlin et al., 2024).

Zwischen 2015 und 2023 lag die mittlere Konzentration am Ausgang aller überwachten Kläranlagen stets über der Umweltqualitätsnorm von 0,04 µg/L. Dies zeigt, dass Diclofenac das aus bayerischen Kläranlagen freigesetzt wird, hat ein hohes ökotoxisches Potenzial. Außerdem ist bekannt, dass die Toxizität von Mikroverunreinigungen in einer Mischung können additiv und/oder synergistisch sein (M. Cleuvers, 2008; Michael Cleuvers, 2003, 2004; Galus et al., 2013). Die Durchführung von vierten Behandlungsstufen zur Beseitigung DCF und andere Mikroverunreinigungen ist daher für Kläranlagen in Bayern angezeigt, um das ökotoxische Potenzial von Kläranlagenabwässern zu verringern und unmittelbare und langfristige ökotoxikologische Auswirkungen in den aufnehmenden Gewässern zu verhindern.